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FUNDAMENTOS Y MODELADO DE LA CONTAMINACIÓN MOVILIZADA POR
LAS REDES DE SANEAMIENTO UNITARIAS EN TIEMPO DE LLUVIA CON SWMM. PROPUESTA DE UN VOLUMEN
DE RETENCIÓN ANTI-DESCARGA DE UN SISTEMA UNITARIO
UNIVERSIDAD POLITÉNICA DE CARTAGENA
Escuela de Ingeniería de
Caminos, Canales y Puertos, y de Ingeniería de Minas
MÁSTER UNIVERSITARIO EN INGENIERÍA DE CAMINOS, CANALES Y PUERTOS
TRABAJO FIN DE MÁSTER
Autor: Jesús Roca Martínez
Director: Juan Tomás García Bermejo
Codirectora: Inmaculada Serrano Sánchez
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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AGRADECIMIENTOS
Mis más sinceros agradecimientos a Juan García Bermejo, por dirigirme este trabajo
y aportarme toda su motivación, conocimientos y consejos para la finalización de
este trabajo fin de máster, y al resto de profesores por todo lo aprendido de cada
uno de ellos.
A la cátedra de Hidrogea y a Dña. Inmaculada Serrano Sánchez, Directora de
Operaciones, por propiciar que desde la universidad se puedan llevar a cabo este
tipo de estudios.
A mis padres y a mi hermana por apoyarme en mis años de estudios, y en especial a
mi novia, Miriam, por todo su cariño, apoyo y estar siempre a mi lado.
Al resto de familiares, amigos y compañeros por todos los momentos que comparto
con ellos.
Y por último, con mucho cariño y recuerdo a mi abuelo, por todos los momentos y
por compartir sus sabios consejos cada vez que iba a verle.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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ÍNDICE
1. OBJETIVOS ..................................................................................................................................... 12
2. SISTEMAS DE SANEAMIENTO URBANOS EN TIEMPO DE LLUVIA .................................. 13
2.1. Ciclo hidrológico rural ................................................................................................................... 14
2.2. Ciclo hidrológico urbano .............................................................................................................. 16
2.3. Hidrología urbana ........................................................................................................................... 18
2.4. Sistemas de drenaje urbano ........................................................................................................ 22
2.4.1. Sistemas integrales e integrados de saneamiento ................................................... 25
2.5. Desbordamientos de los sistemas unitarios (DSU) ........................................................... 27
2.6. Conclusiones ...................................................................................................................................... 30
3. MARCO LEGISLATIVO RELACIONADO CON LOS DSU ......................................................... 31
3.1. Introducción ...................................................................................................................................... 32
3.1.1. Normativa alemana AVT A-128 ....................................................................................... 33
3.1.2. Norma inglesa BS 8005 ....................................................................................................... 34
3.1.3. Instrucciones Técnicas para Obras Hidráulicas en Galicia (ITOHG) ................ 35
3.2. Identificación de presiones e impactos por parte de la Directiva Marco del Agua 37
3.3. Los DSU en la Directiva Marco del Agua ................................................................................ 39
3.4. Directiva 2006/7/CE de Calidad de las Aguas de Baño ................................................... 40
3.4.1. Evaluación de los perfiles de las aguas de baño según la Directiva de Calidad de Aguas de Baño ...................................................................................................................................... 41
3.5. Plan Nacional de Calidad de las Aguas: Saneamiento y Depuración (2007-2015) 43
3.6. Real Decreto 1290/2012, de 7 de septiembre .................................................................... 45
3.7. Manual de Diseño de Tanques de Tormentas ...................................................................... 46
4. NIVELES EN LA CARACTERIZACIÓN DE LA CONTAMINACIÓN VERTIDA EN TIEMPO DE LLUVIA .................................................................................................................................................... 47
4.1. Nivel 1: Cargas medias anuales aportadas por las aguas pluviales ............................ 48
4.2. Nivel 2: Cargas asociadas a sucesos de lluvia ...................................................................... 48
4.3. Nivel 3: Variación de la carga durante un suceso de lluvia ............................................ 49
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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5. FUENTES DE CONTAMINACIÓN DE LA ESCORRENTÍA EN TIEMPO DE LLUVIA ......... 50
5.1. Contaminación asociada a las aguas residuales urbanas en tiempo seco ................ 51
5.1.1. Descripción de los contaminantes asociados a las aguas residuales urbanas en tiempo seco ............................................................................................................................................ 51
5.1.2. Variación horaria de la contaminación asociada a las aguas residuales urbanas en tiempo seco .......................................................................................................................... 58
5.1.3. Conclusiones del apartado ................................................................................................. 59
5.2. Contaminantes asociados a los depósitos de sedimentos en el interior de las conducciones unitarias ................................................................................................................................ 60
5.2.1. Características y problemas ocasionados por las capas de acumulación de sedimentos en redes de saneamiento unitarias ........................................................................... 60
5.2.2. Clasificación de los depósitos de sedimentos encontrados en el interior de las conducciones unitarias de ciudades de Gran Bretaña ............................................................... 62
5.2.3. Clasificación de los depósitos de sedimentos encontrados en el interior de las conducciones unitarias propuesta en el informe del CIRIA ................................................... 64
5.2.4. Conclusiones del apartado ................................................................................................. 66
5.3. Contaminantes atmosféricos ...................................................................................................... 67
5.4. Contaminantes asociados a la escorrentía urbana en tiempo de lluvia .................... 68
5.4.1. Fuentes de contaminación de la escorrentía urbana .............................................. 68
5.4.2. Contaminación de la escorrentía urbana en función de las distintas superficies urbanas .................................................................................................................................. 71
5.4.3. Relación de los contaminantes con el tamaño del sedimento ............................. 75
5.4.4. Conclusiones del apartado ................................................................................................. 78
5.5. Conclusiones generales del capítulo 5 .................................................................................... 79
6. CONTAMINACIÓN E IMPACTOS DE LOS VERTIDOS EN LOS MEDIOS ACUÁTICOS RECEPTORES ......................................................................................................................................... 80
6.1. Contaminación total emitida y correlaciones entre contaminantes durante los episodios DSU .................................................................................................................................................. 82
6.1.1. Contribución de cada fuente a la contaminación total ........................................... 82
6.1.2. Valores de contaminación total emitida al medio receptor en tiempo de lluvia ……………………………………………………………………………………………………………...84
6.2. Correlaciones entre los contaminantes vertidos en tiempo de lluvia con los sólidos ……………………………………………………………………………………………………………………..87
6.2.1. Conclusiones del apartado ................................................................................................. 90
6.3. Efecto First Flush ............................................................................................................................. 91
6.3.1. Distribución de la masa de contaminación contra el volumen de agua movilizado en tiempo de lluvia. Curvas M(V)............................................................................... 92
6.3.2. Caso de estudio en la ciudad de Santander (España) ............................................. 94
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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7. IMPACTOS DE LOS DSU EN EL MEDIO RECEPTOR E INFLUENCIA DE LOS DSU CON PARÁMETROS DE CALIDAD DE LAS AGUAS RECEPTORAS ....................................................... 96
7.1. Impactos de los DSU en el medio receptor ........................................................................... 97
7.2. Correlaciones entre la presencia de un DSU y diversos parámetros de calidad de las aguas .......................................................................................................................................................... 103
7.3. Conclusiones del capítulo .......................................................................................................... 106
8. MODELOS DE SIMULACIÓN Y MEJORA DE REDES DE SANEAMIENTO URBANAS (ITERACCIÓN ENTRE SWMM-SSOAP TOOLBOX) ...................................................................... 107
8.1. Acumulación de la contaminación en las superficies de las cuencas ...................... 108
8.2. Ecuaciones de acumulación implantadas en SWMM ..................................................... 110
8.3. Ajuste de las ecuaciones de acumulación con estudios de campo ........................... 111
8.4. Modelos de mejora de la gestión de redes de saneamiento mediante calibración hidráulica. Programa SSOAP Toolbox (EPA, 2007) ...................................................................... 113
8.4.1. Sanitary Sewer System Capacity Analysis and Planning (SSOAP Toolbox) ……………………………………………………………………………………………………………114
9. MODELIZACIÓN DE LA CONTAMINACIÓN MOVILIZADA EN TIEMPO DE LLUVIA CON SWMM Y PROPUESTA DE DISEÑO DE TANQUES ANTI-DSU .................................................. 116
9.1. Limitaciones del programa SWMM para redes de saneamiento unitarias ........... 117
9.2. Modelo de calidad usado en SWMM en el estudio de este Trabajo Fin de Máster …………………………………………………………………………………………………………………...120
9.3. Storm Water Management Model (SWMM) ...................................................................... 124
9.3.1. Módulo de escorrentía de SWMM ................................................................................ 125
9.3.2. Modelización con SWMM onda dinámica ................................................................. 126
9.4. Entradas al modelo de la red de saneamiento urbana de Cartagena ...................... 131
9.5. Descripción de las cuencas urbanas de Cartagena ......................................................... 135
9.6. Análisis de resultados. Cálculo preliminar de un posible depósito anti- DSU con datos obtenidos en los puntos de muestreo .................................................................................... 140
9.6.1. Conclusiones con los resultados del modelo ........................................................... 147
9.7. Conclusiones del estudio ........................................................................................................... 149
ANEJO I: HIETOGRAMAS, HIDROGRAMAS Y POLUTOGRAMAS ASOCIADOS A EPISODIOS DE PRECIPITACIÓN EN PUNTOS ANALIZADOS DE LA RED DE SANEAMIENTO ...................... 151
ANEJO II: GRÁFICAS VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA Y MASA DE SÓLIDOS EN SUSPENSIÓN PARA DISTINTOS PERIODOS DE RETORNO, Y GRÁFICAS MASAS VS VOLUMEN ACUMULADO .................................................................................................................. 162
Bibliografía ........................................................................................................................................ 187
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 1. Principios del ciclo hidrológico rural (Centro Virtual de Información del agua). .... 15
Figura 2. Incremento de la escorrentía en una cuenca urbana. ............................................................ 16
Figura 3. Efecto de la urbanización en las puntas y volúmenes de escorrentía (Del Río, 2011). .............................................................................................................................................................................................. 17
Figura 4. Efectos de la impermeabilización sobre la evapotranspiración, la infiltración y la escorrentía (Del Río, 2011). .................................................................................................................................... 20
Figura 5. Representación de un hidrograma e hietograma en un episodio de precipitación. . 21
Figura 6. Comparación del funcionamiento de una red de saneamiento urbano separativo (parte superior) y unitaria (parte de abajo), tanto en tiempo seco como en tiempo de lluvia (Ecology). ......................................................................................................................................................................... 23
Figura 7. Comparación entre la filosofía de funcionamiento de una red de saneamiento urbano unitario (izquierda) y separativo (derecha) en tiempo de lluvia (Del Río, 2011). ........................ 25
Figura 8. Componentes de un sistema de saneamiento urbano............................................................. 26
Figura 9. Funcionamiento de un punto de vertido de una red unitaria (River des Peres Watershed Coalition). ................................................................................................................................................ 27
Figura 10. Procedimiento para la estimación del volumen necesario de los tanques de tormentas según la normativa de la AHG-Xunta de Galicia (ITOGH). (Puertas, y otros, 2008). .............................................................................................................................................................................................. 35
Figura 11. Procedimiento de evaluación impress cualitativa de la DMA. ......................................... 38
Figura 12. Usos del EDTA (Frimmel, 1997), mencionada en (Nowack, y otros, 2005). .............. 57
Figura 13. Patrón de variación diario de la DBO5 en las aguas residuales urbanas de la cuenca de Triana, Sevilla (M.M.A., 2002). ......................................................................................................................... 58
Figura 14. Patrón de variación diario de los SS en las aguas residuales urbanas de la cuenca de Triana, Sevilla (M.M.A., 2002). ......................................................................................................................... 59
Figura 15. Depósitos típicos de sedimentos en las redes de saneamiento (Crabtree, 1989) .... 62
Figura 16. Fotografía encontrados de los sedimentos encontrados en las redes unitarias (Oms, y otros, 2002). ................................................................................................................................................................ 63
Figura 17. Granulometría de sedimentos fecales (Ackers, y otros, 1996). ........................................ 65
Figura 18. Granulometría de los sedimentos pluviales (Ackers, y otros, 1996).............................. 65
Figura 19. Contaminación del agua de lluvia. Datos de (Thomas, y otros, 1993) ......................... 67
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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Figura 20. Contaminación generada por el tráfico rodado datos de (Sansalone, y otros, 1997) .............................................................................................................................................................................................. 69
Figura 21. Acumulación de sólidos en varias cuencas urbanas. Datos de Mence y Harnan 1978, citados en (Ackers, y otros, 1996). ....................................................................................................................... 72
Figura 22. Cargas de sólidos totales, sólidos en suspensión totales, DBO5 y DQO en la escorrentía superficial urbana en mg/(m2·día). Datos de (Burton, y otros, 2002). .................... 72
Figura 23. Carga de concentración media de los SS, SSV, DQO y DBO5 en los diferentes tipos de escorrentía en la cuenca urbana de Le Marais. Datos de (Gromaire, y otros, 2001). .................. 73
Figura 24. Distribución de los valores medios de los contaminantes en la escorrentía superficial en los seis usos del suelo (mg/L). Datos de (Wang, y otros, 2012). ...................................................... 73
Figura 25. Cargas de contaminación por metales pesados en escorrentía urbana mg/(m2·día). Datos de (Burton, y otros, 2002)........................................................................................................................... 74
Figura 26. Concentración de los metales pesados en la escorrentía urbana en distintos usos del suelo. Datos de (Wang, y otros, 2012). ............................................................................................................... 74
Figura 27. Carga de concentración media de los metales pesados Pb, Cu, Pb y Zn en los diferentes tipos de escorrentía en la cuenca urbana de Le Marais. Datos de (Gromaire, y otros, 2001). ................................................................................................................................................................................ 75
Figura 28. Distribución del tamaño de las partículas en las cunetas de las calles. Datos de (Sartor, y otros, 1972). .............................................................................................................................................. 75
Figura 29. Contenido medio de metales mg/g de materia seca en la calzada del Bulevar Ronda Rufino Peón, Torrelavega (Azafra, y otros, 2005). ....................................................................................... 76
Figura 30. Proporción de la DQO encontrado en los sólidos totales de áreas pavimentada. Datos de (Sutherland, y otros, 1998). .............................................................................................................................. 77
Figura 31. Proporciones de NTK, P total, Pb y Zn encontrados en los sólidos totales de áreas pavimentadas (Sutherland, y otros, 1998). ..................................................................................................... 77
Figura 32. Esquema de la interacción de una red de saneamiento con el medio receptor. Lado derecha en tiempo seco e izquierda en tiempo de lluvia. (Del Río, 2011). ........................................ 80
Figura 33. Contribución de las distintas fuentes a los sólidos en suspensión movilizados durante la lluvia (Gromaire, y otros, 2001)..................................................................................................... 83
Figura 34. Gráfico de correlación entre SS y DQO (Puertas, y otros, 2008). .................................... 88
Figura 35. Gráfico de correlación entre SS y metal pesado (Puertas, y otros, 2008). .................. 88
Figura 36. Comparación de las fracciones disuelta y particulada de las aguas residuales en tiempo de lluvia en la cuenca unitaria Cancelón (Santiago de Compostela – España) (Beneyto, 2004). ................................................................................................................................................................................ 89
Figura 37. Ejemplo para representar una curva M(V) a partir de hidrogramas y polutograma obtenidos en un episodio de lluvia (Bertrand-Krajewski , y otros, 1997). ....................................... 93
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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Figura 38. Curvas de carga acumulada para el evento de precipitación del día 06/04/2001 (Temprano, y otros, 2006). ...................................................................................................................................... 94
Figura 39. Curvas de carga acumulada para el evento de precipitación del día 27/02/2001 (Temprano, y otros, 2006). ...................................................................................................................................... 95
Figura 40. Ejemplo de incumplimientos en los estándares de calidad tradicionales por vertidos ocasionales. Fuente: (Puertas, y otros, 2008). ................................................................................................ 98
Figura 41. Escalas temporales y espaciales para los impactos sobre sistemas acuáticos. Fuente: (Puertas, y otros, 2008) .......................................................................................................................................... 101
Figura 42. Relación entre las variables dosis-duración-frecuencia en el desarrollo de estándares intermintentes. Fuente: (Puertas, y otros, 2008). .............................................................. 102
Figura 43. Variación de caudal descargado en el evento DSU y la conductividad de 12 muestras de DSU durante intervalos de 30 minutos (Passerat, y otros, 2011). ............................................... 103
Figura 44. Medición continua de oxígeno disuelto y conductividad después de un episodio DSU (Schumacher, y otros, 2007) ................................................................................................................................ 104
Figura 45. Mediciones de oxígeno y conductividad influenciadas por DSU (línea discontinua) (Weyrauch, y otros, 2010). ................................................................................................................................... 104
Figura 46. Mediciones mensuales de concentración de amonio y DBO5 en muestras (Weyrauch, y otros, 2010). ............................................................................................................................................................. 105
Figura 47. Calibración del modelo del coeficiente acumulación en Hart Lane (Charbeneau, y otros, 1998). ................................................................................................................................................................ 112
Figura 48. Ajuste de SS en un episodio de lluvia acaecido en el 06/04/2001. ............................. 117
Figura 49. Ajuste del COD en un episodio de lluvia acaecido en 06/04/2001 ............................. 118
Figura 50. Ajuste del TKN en un episodio de lluvia acaecido en 06/04/2001. ............................ 118
Figura 51. Ajuste máximo obtenido del polutograma calculado con Van Rijn y el obtenido con SWMM (Irene, y otros, 2011). .............................................................................................................................. 119
Figura 52. Sedimentogramas real y simulado mediante SWMM 5.0 y curvas de doble masas acumuladas (Seco I., 2013). ................................................................................................................................. 122
Figura 53. Polutogramas de DQO y amonio, real observado y simulado con SWMM 5.0 (Seco I., 2013) .............................................................................................................................................................................. 123
Figura 54. Esquema de cálculo del módulo de escorrentía de SWMM (EPA, 2005) .................. 125
Figura 55. Representación conceptual del modelo EXTRAN de SWMM. Fuente: Guelph website ........................................................................................................................................................................................... 129
Figura 56. Geometría del modelo hidrológico e hidráulico de la zona sur de Cartagena en SWMM. ........................................................................................................................................................................... 133
Figura 57. Geometría del modelo hidrológico e hidráulico de la zona sur de Cartagena en SWMM. ........................................................................................................................................................................... 133
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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Figura 58. Ubicación de Cartagena (Murcia). ............................................................................................. 135
Figura 59. Esquema de los flujos de escorrentía en la zona pantanosa del Almarjal en el Siglo XVI (García & García, 2003). ............................................................................................................................... 136
Figura 60. Zona del ensanche y portuaria de la ciudad de Cartagena (CARTOMUR, 2015). 136
Figura 61. Desembocadura de la Rambla de Benipila en la Algameca Chica (Anónimo, 2014). ........................................................................................................................................................................................... 137
Figura 62. Cauce de la Rambla de Benipila durante el episodio de lluvia del día 26/09/2014. Fuente: (Anónimo, 2014). ..................................................................................................................................... 137
Figura 63. Rambla de los Barreros y su confluencia con la de Benipila en la zona norte de Cartagena (CARTOMUR, 2015). ........................................................................................................................ 138
Figura 64. Cauce de la rambla de los Barreros aguas arriba del soterramiento. Fotografía tomada en el episodio torrencial del día 26/09/2014 por (Anónimo, 2014). .............................. 138
Figura 65. Cauce de la Rambla de los Barreros en la urb. Media Sala en el episodio torrencial del día 26/09/2014 tomada por (Anónimo, 2014). .................................................................................. 139
Figura 66. Encauzamientos y soterramientos de las ramblas de Santa Lucia y del Hondón ubicadas en la zona este de Cartagena (CARTOMUR, 2015). .............................................................. 139
Figura 67. Hietograma, hidrograma y polutograma de un periodo de retorno de 1.5 años obtenido en un punto de muestreo del modelo de la red de saneamiento. .................................... 140
Figura 68. Curva masa-volumen para el estudio del efecto First Flush obtenido en un punto del modelo de la red de saneamiento. ..................................................................................................................... 142
Figura 69. Gráfica volumen de agua de escorrentía y masa de Sólidos en Suspensión movilizados para cada periodo de retorno en un punto de muestreo del modelo de la red de saneamiento. ............................................................................................................................................................... 143
Figura 70. Gráfica volumen de agua de escorrentía y masa de sólidos en suspensión movilizados para distintos periodos de retorno en un punto de muestreo. ................................. 144
Figura 71. Gráfica volumen de agua de escorrentía en m3 y masa de sólidos en suspensión movilizados en % para distintos periodos de retorno en años en el conjunto de los puntos de muestreo de la red de saneamiento. ................................................................................................................ 145
Figura 72. Gráfica volumen de agua de escorrentía y masa de sólidos en suspensión movilizados para distintos periodos de retorno en el conjunto de puntos de muestreo de la red de saneamiento. ......................................................................................................................................................... 146
Figura 73. Tipología un tanque Anti-DSU aliviadero .............................................................................. 148
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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ÍNDICE DE TABLAS
Tabla 1. Valores de almacenamiento en depresiones (Monte, y otros, 1992) ................................. 19
Tabla 2. Número de descargas permitidas por las regulaciones (Montserrat, y otros, 2015). 39
Tabla 3. Aporte de DBO5 y SS (g/(hab·d)) según el tipo de red y de población (Tejero, y otros, 2001). ................................................................................................................................................................................ 53
Tabla 4. Composición típica de agua residual doméstica bruta (Metcalf, y otros, 1991). ......... 53
Tabla 5. Contenido en metales pesados típico de las aguas residuales domésticas (Henze, y otros, 1995). ................................................................................................................................................................... 54
Tabla 6.Contribución a la contaminación movilizada por los sucesos de lluvia en varias cuencas europeas (Gromaire, y otros, 2001). ................................................................................................. 61
Tabla 7. Clasificación de los sedimentos móviles encontrados en las redes de saneamiento (Ackers, y otros, 1996). .............................................................................................................................................. 64
Tabla 8. Clasificación de la escorrentía urbana en tiempo de lluvia (Stockholm Vatten, 2001) .............................................................................................................................................................................................. 71
Tabla 9. Comparación de los valores de concentraciones máximas instantáneas obtenidos en la cuenca “Cancelón” con el resto de cuencas estudiadas en el PROMEDSU (Beneyto, 2004). 85
Tabla 10. Comparación de las CMS de la cuenca urbana unitaria Cancelón con el resto de cuencas estudiadas en el PROMEDSU (Beneyto, 2004).............................................................................. 85
Tabla 11. Concentraciones medias medidas en Longueuil (Gooré Bi, y otros, 2015). ................. 86
Tabla 12. Correlación entre distintos contaminantes encontradas en el proyecto PROMEDSU (Puertas, y otros, 2008). ............................................................................................................................................ 87
Tabla 13. Comparación de concentraciones de diversos parámetros cuando las muestras no están afectadas y cuando si lo están por un DSU (Weyrauch, y otros, 2010). .............................. 106
Tabla 14. Formulaciones de acumulación incorporadas en el SWMM (Huber, y otros, 1988). ........................................................................................................................................................................................... 110
Tabla 15. Ecuaciones de acumulación para los datos de Sartor y Boyd (Sutherland, y otros, 1998). ............................................................................................................................................................................. 111
Tabla 16. Parámetros de acumulación y lavado y propiedades de los contaminantes definidos en el modelo en SWMM 5.0 por (Seco I., 2013). .......................................................................................... 121
Tabla 17. Cuantiles Yt, de la Ley SQRT-ET máx, también denominados Factores de Amplificación KT, en “Mapa para el Cálculo de Máximas Precipitaciones Diarias en la España Peninsular” (1997). .................................................................................................................................................. 131
Tabla 18. Precipitaciones diarias máximas para distintos periodos de retorno. ....................... 132
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
10
RESUMEN
A partir de un modelo hidrológico e hidráulico de la red de saneamiento unitaria de la
cuenca urbana de Cartagena simulado mediante el software libre de la EPA SWMM (Storm
Water Management Model), y un modelo de calidad ajustado a redes unitarias para su uso
en dicho software, se ha simulado la carga contaminante asociada a diversos episodios de
lluvia en una serie de puntos de muestreo seleccionados y que están distribuidos por la red
de saneamiento.
El modelo de calidad empleado se corresponde con el calibrado en la ciudad de Granollers
(Seco I., 2013), para precipitaciones de volumen superiores a 10 mm, con un periodo seco
antecedente superior a 2 semanas, asegurando así que se produzca suficiente acumulación
de contaminantes en la superficie de la cuenca y que se genere un volumen de escorrentía
urbana necesario para el lavado de los contaminantes.
A partir de los resultados obtenidos de caudales y masa contaminante, podemos estudiar
mediante las curvas de “masa de contaminante vs volúmenes acumuladas M(V)” el efecto
de primer lavado (First Flush) a partir de la metodología propuesta por (Bertrand-
Krajewski , y otros, 1997), que se registra en las cuencas urbanas durante el periodo inicial
de un episodio de lluvia.
Analizando los resultados obtenidos con el modelo de la cuenca urbana de Cartagena, se
observa un efecto de primer lavado. Así, asociado al 30% del volumen de escorrentía se
moviliza alrededor del 75% del total de carga contaminante, en valores medios para el
conjunto de los puntos de muestreo seleccionados. Como ejemplo, en un punto de muestreo
concreto de la red de saneamiento, y para el análisis a partir de una precipitación con un
periodo de retorno de un año y medio, vemos que un volumen de agua de escorrentía de
520 m3 (respecto a los 1.800 m3 totales de escorrentía que pasan por dicho punto), se
moviliza una carga superior de 90% del total de los sólidos en suspensión movilizados en
dicho episodio. Dicha carga se aproxima a los 1650 Kg SS, comparado con los 1700 Kg SS
movilizados durante el total del episodio.
Si se analizan en conjunto diversos puntos de muestreo de la red de saneamiento de la
ciudad así como de las zonas norte de la misma, el volumen que aporta la mayor carga de
contaminación está en torno a 14.000 m3 con un porcentaje de movilización de carga
contaminante del 75%. Esto se obtiene para una precipitación con un periodo de retorno de
3.5 años. Los sólidos en suspensión aportados por este volumen están en torno a 22.000
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
11
KgSS, comparados con los sólidos en suspensión totales aportados por el episodio, que está
en torno a 29.000 KgSS. Estos y otros resultados se pueden ver en el presente proyecto.
Otra conclusión importante es que con lluvias de periodos de retorno superiores a 3.5 años,
no se producen aumentos en las cargas totales de masa de sólidos en suspensión
sustanciales aunque si aumente el volumen de agua de escorrentía, por lo que si se
recurriera a infraestructuras tipo tanques anti-DSU (Descarga de Sistema Unitario), para
retener la carga de contaminación en la cuenca urbana, el volumen total distribuido sería
de 14.000 m3 con una efectividad global de en torno al 75%, eso si mediante los resultados
obtenidos mediante el presente modelo hidráulico y de calidad .
En el futuro se aconseja se lleven a cabo las necesarias acciones para calibrar y mejorar en
campo los modelos empleados.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
12
1. OBJETIVOS
A continuación se detallan los objetivos a desarrollar en el siguiente proyecto:
- Aplicación de un modelo de calidad de movilización de contaminantes asociados
a la escorrentía de aguas pluviales obtenidas mediante un modelo hidrológico e
hidráulico de una cuenca urbana
- Obtención en diversos puntos de la red de las curvas de concentración de
contaminantes y que varían a lo largo del tiempo, denominadas polutogramas, y
asociadas a los hidrogramas de escorrentía de agua pluvial.
- Definición de las curvas de masa de contaminación - volumen de escorrentía,
denominadas curvas de “masa vs volúmenes acumuladas M(V)”.
- Analizar los resultados obtenidos, definir el posible efecto First Flush, y
proponer una posible línea de actuación para la minimización de la
contaminación emitida basada en los resultados obtenidos.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
13
2. SISTEMAS DE SANEAMIENTO URBANOS EN TIEMPO DE LLUVIA
Las variaciones que sufre el proceso de transformación de lluvia-caudal de escorrentía en
tiempo de lluvia debido a la urbanización de las ciudades traen consigo un aumento en los
volúmenes de agua de escorrentía superficial y de la masa de contaminación movilizada con
la escorrentía. En una cuenca urbana, el caudal generado por la escorrentía será drenado
por sistemas de saneamiento urbanos y normalmente acabará vertiéndose al medio
receptor.
Las ciudades tienen normalmente un elevado porcentaje de sus superficies
impermeabilizadas, y esta es la principal diferencia que tienen estas cuencas con respecto a
las cuencas rurales. Esto es debido a la construcción de edificios, calles, avenidas, y por otro
lado, a la ausencia de zonas verdes donde pueda infiltrarse el agua de lluvia al terreno. El
grado de impermeabilidad depende del grado de desarrollo de urbanismo y de edificación
de la cuenca urbana. Tendrá mayor grado de permeabilidad una cuenca urbana de una zona
residencial con baja densidad de población (casas de planta baja y zonas verdes) que un
centro urbano densamente urbanizado.
El ciclo hidrológico rural y urbano tienen diferencias claras: en las ciudades, solo un
pequeño volumen de agua consigue infiltrarse en el terreno, y el exceso de escorrentía
generado será drenado por sistemas de saneamiento urbanos, que pueden ser unitarios o
separativos. El agua, durante su recorrido por las cuencas urbanas irá atrapando diversas
partículas contaminantes que normalmente acabarán vertiéndose al medio receptor. Estos
vertidos movilizan gran carga contaminante que pueden introducir pérdidas de calidad en
el medio receptor.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
14
2.1. Ciclo hidrológico rural
El ciclo hidrológico que aparece en las áreas rurales incluye un gran número de procesos
que deberían estar de acuerdo con una detallada descripción del balance de aguas en una
determinada cuenca hidrográfica. La figura 1 muestra los principales fenómenos básicos y
procesos asociados con el ciclo hidrológico natural. El ciclo hidrológico empieza con la
evaporación del agua del océano. En la atmósfera, el vapor de agua se condensa en las nubes
y precipita sobre la superficie de terrenos alcanzando a la vegetación en primer lugar. Parte
de esta agua se evapora y retorna a la atmósfera, y la otra parte escurre superficialmente
y/o subsuperficialmente.
La escorrentía superficial es detenida y almacenada temporalmente en las depresiones del
terreno, y cualquier exceso fluye hacia las corrientes o los cauces. La escorrentía
subsuperficial penetra en el suelo y se mueve lentamente filtrándose hacia los cauces. La
infiltración es el proceso por el cual el agua penetra a los estratos de suelo y queda retenida
en ellos, aumentando las reservas de agua subterránea. Al inicio del aguacero, toda la lluvia
que alcanza la superficie del suelo es absorbida por el terreno. Sin embargo, la tasa de
infiltración potencial (máxima tasa a la cual el suelo puede absorber agua) decrece a medida
que la altura total infiltrada aumenta. Los factores que afectan a la infiltración son:
• Características de la lluvia: Las características que definen un episodio de
precipitación son la intensidad y su duración (distribución temporal del episodio).
Un episodio de lluvia corto y débil puede ser totalmente absorbida por el suelo y no
producir escorrentía. Por el contrario, un episodio de lluvia con intensidad fuerte y
prolongada compactan la superficie del suelo, reducen la penetración y produce
escorrentía.
• Características del suelo: la humedad inicial del suelo, directamente relacionado con
las lluvias precedentes, puede aumentar su humedad y disminuir la infiltración.
Además, cuantos más pequeños sean los tamaños de los poros de la superficie
(mayor compactación del suelo), menor será la infiltración.
• Recubrimiento del terreno: la cobertura vegetal y el uso del suelo influyen en el grado
de la infiltración. La vegetación protege al suelo de la compactación por efecto de la
lluvia. Los casos más extremos de la reducción de la capacidad de infiltración se da
por efectos de la sustitución de la vegetación natural por asfalto y hormigón, tal y
como ocurre en zonas urbanas, aumentando la escorrentía superficial.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
15
Las plantas, por necesidad fisiológica retiran la humedad de la escorrentía subsuperficial
devolviéndola a la atmósfera por transpiración de los estomas. El agua que alcanza los
cauces y corrientes se transporta por gravedad a cursos de agua de mayor caudal
convirtiéndose en ríos. Los ríos desembocan en el mar, cerrado así el ciclo hidrológico
(figura 1).
Figura 1. Principios del ciclo hidrológico rural (Centro Virtual de Información del agua).
Es importante determinar la distribución de la lluvia precipitada, tomando en cuenta los
siguientes aspectos:
• El agua interceptada por las plantas y almacenada en las depresiones superficiales
vuelve a la atmósfera por evaporación.
• El agua retenida en la zona no saturada del subsuelo vuelve a la atmósfera por
evaporación y por transpiración de las plantas. Ambos efectos son muy difíciles de
separar y se denomina evapotranspiración.
• Parte del agua infiltrada que alimenta la escorrentía subterránea puede volver a la
superficie en forma de fuentes. En hidrología superficial, el agua que percola hacia
la capa freática suele despreciarse por carecer de importancia frente a los otros
términos.
Este ciclo hidrológico está fuertemente relacionado con la hidráulica de la cuenca y es
crucial para los ecosistemas ubicados en él. Además, el agua subterránea y el agua
superficial son dos fuentes principales de suministro de agua potable a las ciudades, por lo
que es un medio que hay que proteger tanto su calidad y cantidad.
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2.2. Ciclo hidrológico urbano
Desde el punto de vista hidrológico, la diferencia radical que diferencia una cuenca urbana
con una rural es el tipo de superficie sobre la que la lluvia se pone en contacto al caer. La
urbanización sustituye superficies permeables por impermeables, predominando así las
aceras, azoteas, aparcamientos y calles, sobre las zonas verdes y solares sin edificar.
Al llover, una primera fracción de la lluvia se emplea en mojar la superficie de los edificios
y pavimentos, otra fracción es evaporada y la otra queda atrapada en huecos o depresiones
del terreno. Si sigue lloviendo más, el agua se moviliza hacia los puntos de recogida,
circulando por superficies impermeables tales como cubiertas de edificios y calles. Si se
trata de tejados tradicionales con pendiente, el agua movilizada pasa a la calle. En azoteas
planas normalmente es un sumidero el encargado de llevar el agua a las bajantes para llegar
a la red de saneamiento. En todos los casos, estas superficies están diseñadas para retirar el
agua de lluvia en el menor tiempo posible.
La concentración de la población en las ciudades ha conllevado un gran aumento de la
urbanización de suelos y, por tanto de su impermeabilidad, produciendo un aumento en los
volúmenes de escorrentía y de las velocidades de los flujos naturales, reduciendo los
tiempos de concentración y los caudales de base durante la época de estiaje, eleva las
temperaturas del agua y los niveles de contaminación. Estos efectos tienen consecuencias
drásticas en cuanto a los volúmenes y los caudales punta que se producen en la red de
alcantarillado (figura 2).
Figura 2. Incremento de la escorrentía en una cuenca urbana.
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Desde el punto de vista hidrológico y bajo la suposición de mismo área, pendiente y forma,
una cuenca urbana se diferencia de una rural por:
• Una mayor escorrentía superficial y velocidad de flujo.
• Una menor infiltración y menor almacenamiento en depresiones.
• Una menor evaporación.
• Un menor tiempo de escorrentía y de concentración.
• Un mayor volumen de escorrentía.
• Debido a los efectos combinados anteriores, una mayor frecuencia y severidad de
las inundaciones, con mayor caudal punta que se ve incrementando en un factor de
dos a cinco veces.
El incremento en el volumen de escorrentía ocurre por una disminución en la infiltración y
por una menor capacidad de almacenamiento en depresiones. El incremento del caudal
punta es una consecuencia del mayor volumen de escorrentía que se concentra en un
intervalo de tiempo más corto (comparativa de hidrogramas de la figura 3, según el grado
de urbanización). Entonces, cualquier aguacero provocará un caudal de escorrentía mayor
con más frecuencia por efecto de la urbanización. Por otro lado, la urbanización tiende a
reducir la escorrentía subsuperficial y la recarga de acuíferos, por lo que el caudal base
durante los períodos prolongados de sequía disminuye.
Figura 3. Efecto de la urbanización en las puntas y volúmenes de escorrentía (Del Río, 2011).
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2.3. Hidrología urbana
La representación de la transformación de la cantidad de lluvia sobre un determinado área
en un hidrograma se realiza en dos etapas: en la primera se substraen las pérdidas de lluvia
que son causa de intercepciones, pérdidas de humedad, almacenamiento en depresiones,
infiltración y evaporación, y la parte restante es conocida como la lluvia neta, y es la que
produce la escorrentía transformándose en un hidrograma.
La precipitación es el principal factor que condiciona el ciclo hidrológico, por lo que es muy
importante su análisis. Interviene en la planificación y diseño de las redes de saneamiento
y drenaje urbano. Es particular de cada zona y su periodicidad es muy variable.
El grado de humedad de las ciudades es menor que en el entorno rural por la disminución
de la evapotranspiración. Sin embargo, se producen aumentos periódicos en la humedad
relativa, especialmente en las noches de buen tiempo, y en invierno cuando como
consecuencia del sobrecalentamiento, aumenta la condensación.
Una de las pérdidas de la lluvia precipitada está causada por la intercepción de la misma por
la vegetación. La cantidad de lluvia interceptada depende del tipo de vegetación, velocidad
del viento, intensidad y duración de la lluvia. Después de haber caído un suficiente volumen
de lluvia, una cantidad adicional cae o fluye al suelo a través de las hojas. El grado de
intercepción decae entonces rápidamente a cero. En hidrología urbana, la pérdida por
intercepción en áreas impermeables, como son parques, jardines y zonas verdes, es muy
poco importante.
El almacenamiento en depresiones se refiere al agua que se acumula en pequeñas
depresiones de forma que no participa en la escorrentía. El agua se elimina de estos lugares
sólo por evaporación e infiltración. En la tabla siguiente se muestra la capacidad de
almacenamiento en depresión según el tipo de superficie.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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Tabla 1. Valores de almacenamiento en depresiones (Monte, y otros, 1992)
La cantidad de agua evaporada en las superficies depende de la humedad disponible, la cual
depende a su vez de la precipitación y de las características del suelo que afectan la
infiltración. El agua almacenada en las depresiones, el agua superficial y el agua
interceptada por la flora están mayoritariamente sujetas a la evaporación.
Las fracciones del volumen total acaecido durante un episodio de precipitación sobre una
determinada cuenca urbana y su distribución en porcentajes estimados, que varía según el
grado de impermeabilización de la cuenca se encuentran esquematizadas en la figura 4 (Del
Río, 2011): i) el fenómeno de evapotranspiración, engloba la evaporación de la zona no
saturada del subsuelo y de la transpiración de las plantas, ii) la infiltración en el terreno que
se divide a su vez en dos: escorrentía subsuperficial e infiltración profunda (recarga del
acuífero), y iii) el resto se conoce como lluvia neta y es la parte de precipitación que se
convierte en escorrentía superficial.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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Figura 4. Efectos de la impermeabilización sobre la evapotranspiración, la infiltración y la
escorrentía (Del Río, 2011).
A continuación se muestra la ecuación de balance de volúmenes donde aparecen todas las
definiciones planteadas en la anterior figura 4:
∆ 0 [1]
0 [2]
Donde:
= Volumen total de lluvia
= Evapotranspiración =
= Evaporación no saturada del subsuelo
= Transpiración de las plantas
= Infiltración del terreno =
= Escorrentía subsuperficial
= Infiltración profunda
= Escorrentía superficial = lluvia neta
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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En los problemas de drenaje de la escorrentía es necesario calcular la curva que presenta la
variación del caudal con el tiempo (hidrograma) a partir de las características de la lluvia
observada. El hidrograma representa los efectos integrados de la lluvia y las características
de la cuenca, como por ejemplo: el área, forma, patrones de drenaje, uso y propiedades del
suelo. En un hidrograma puede considerarse que está compuesto por tres zonas: i) curva de
concentración, ii) pico del hidrograma y iii) curva de descenso. La curva de descenso
traduce la escorrentía del agua acumulada en la cuenca después de acabada la lluvia. La
relación hietograma-hidrograma es lo que se conoce como “función de transferencia lluvia-
caudal de escorrentía”.
Figura 5. Representación de un hidrograma e hietograma en un episodio de precipitación.
Tiempo (horas)
Hidrograma (l/s)
Hietograma (mm)
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2.4. Sistemas de drenaje urbano
En 1800 sólo un 1% de la población mundial vivía en ciudades de más de 10.000 habitantes,
en 1960 dicha proporción era del 20% y se prevé que en el año 2025 sea mucho mayor. Esta
concentración de la población mundial en las ciudades provoca un progresivo aumento de
la complejidad del diseño de las infraestructuras, en particular de las relacionadas con la
gestión del agua en la ciudad, tales como el suministro de agua potable, gestión de las aguas
residuales urbanas en tiempo seco y drenaje de las aguas pluviales. Siendo cada vez mayores
las inversiones requeridas para su construcción o ampliación, así como los recursos que hay
que destinar para su explotación y mantenimiento (Puertas, y otros, 2008).
La concentración de actividades humanas genera acumulación de polvo, suciedad, arenas,
materia orgánica, nutrientes, metales pesados, tóxicos y contaminación bacteriológica
sobre las superficies de las cuencas. La escorrentía superficial generada a partir de los
sucesos de lluvia, disuelve y arrastra estos contaminantes vertiéndolos al medio receptor
cuando la precipitación supera el periodo de retorno de diseño de la red de saneamiento
urbana. Como consecuencia de las diferentes actividades y usos que se realizan en cada
cuenca (cuenca natural, rural, urbana o industrial), tendrán aguas de escorrentía con
diferentes tipos y cargas de contaminación.
Como se ha comentado, la impermeabilización de los suelos hace que se incrementen los
volúmenes de escorrentía y de su velocidad durante el tiempo de lluvia. Estos volúmenes de
escorrentía son drenados por redes de saneamiento y drenaje, las cuales pueden ser
unitarias o separativas. En las redes de saneamiento urbanas unitarias, el agua pluvial se
transporta en el mismo tubo junto con el agua residual y en las redes de saneamiento
urbanas separativas, el agua residual y pluvial circula por dos tubos diferentes (figura 6):
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
23
Figura 6. Comparación del funcionamiento de una red de saneamiento urbano separativo
(parte superior) y unitaria (parte de abajo), tanto en tiempo seco como en tiempo de lluvia
(Ecology).
En redes de saneamiento urbanas unitarias, se produce un fenómeno de sedimentación de
partículas contaminantes transportadas por el agua residual urbana en tiempo seco dentro
de las conducciones durante el tiempo seco, especialmente en zonas de remanso, resultando
en depósitos de partículas contaminantes. Estos depósitos se convierten en una importante
fuente de contaminación para el medio receptor cuando son resuspendidos por los
aguaceros más intensos, ya que tienen características contaminantes asociadas al agua
residual urbana en tiempo seco. Además, el volumen de agua procedente de la escorrentía
urbana que entra a la red de saneamiento urbano a través de los imbornales, transporta
contaminantes procedentes del lavado de las distintas superficies urbanas y del lavado de
la atmósfera. Entonces resulta que, en los sistemas de saneamiento unitarios, la
contaminación movilizada procede de la suma de las cuatro variables mostradas en la
ecuación 3:
ó [3]
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
24
Donde:
= Contaminantes totales vertidos en tiempo de lluvia.
= Contaminación de las aguas residuales urbanas en tiempo seco.
ó = Contaminación de los depósitos de sedimentos en el interior de las conducciones unitarias.
= Contaminantes atmosféricos.
= Contaminantes de la escorrentía urbana en tiempo de lluvia.
En la siguiente figura 7 se muestra un esquema de funcionamiento de un sistema de
saneamiento unitario comparado con un sistema de saneamiento separativo. Si nos
centramos en el sistema unitario y se representa la contaminación mediante círculos negros
y rojos, vemos que:
• Los círculos negros muestra la contaminación asociada a las aguas residuales en
tiempo seco, es decir, si nos fijamos en la ecuación 3, serían los términos:
ó . • Los círculos rojos representan las otras dos componentes de la ecuación 3:
.
Si nos centramos en la red de saneamiento urbana separativa, la ecuación 3 anterior se
simplifica a la siguiente ecuación 4 y solo quedan las dos variables relativas a la
contaminación del agua de escorrentía antes de su entrada a una red de saneamiento. Es
decir, estamos hablando de los contaminantes atmosféricos y los contaminantes de la
escorrentía urbana en tiempo de lluvia :
[4]
En el esquema de la figura 7 para el sistema de saneamiento separativo solo se representan
los círculos rojos. En este caso no hay contaminantes asociados a las aguas residuales
urbanas en tiempo seco y tampoco hay contaminantes asociados a los depósitos de
sedimentos. Estas dos fuentes son características de las redes de saneamiento unitarias.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
25
Figura 7. Comparación entre la filosofía de funcionamiento de una red de saneamiento
urbano unitario (izquierda) y separativo (derecha) en tiempo de lluvia (Del Río, 2011).
Actualmente se está generando una concienciación de lo imprescindible que es realizar una
planificación del saneamiento urbano para permitirle cumplir sus tres funciones
principales, que son: i) protección contra inundaciones, ii) protección ambiental del medio
receptor y iii) protección sanitaria de los habitantes de la ciudad, tanto en tiempo seco como
en tiempo de lluvia. En el caso de la protección ambiental del medio receptor, cabría la
opción de diseño de tanques anti-DSU (Descargas de Sistemas Unitarios).
2.4.1. Sistemas integrales e integrados de saneamiento
La gestión efectiva y sostenible de los sistemas de saneamiento urbanos requiere
considerar la interrelación y dependencia de todos sus elementos (figura 8). En la
actualidad, se estudian y analizan los sistemas de saneamiento urbanos de manera global,
por lo que se puede hablar de sistemas integrales e integrados de saneamiento (Puertas, y
otros, 2008).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
26
Figura 8. Componentes de un sistema de saneamiento urbano.
Por otro lado, los nuevos diseños en ingeniería de saneamiento deben de ser capaces de
perseguir los objetivos relacionados con la calidad de los medios acuáticos receptores. Por
lo que la gestión de las aguas pluviales y residuales urbanas en tiempo seco debe de ser
estudiadas conjuntamente. La eliminación de las fuentes puntuales de contaminación de
una red de saneamiento urbana unitaria, se puede solucionar mediante la construcción de
nuevas infraestructuras, tanques anti-DSU. En el caso de las fuentes difusas, como es la
escorrentía urbana en tiempo de lluvia, su eliminación es algo más complicada. Así, un
sistema de saneamiento urbano debe de ser analizado en su totalidad, empezando por los
imbornales.
La planificación y gestión de las redes de saneamiento urbanas unitarias debe perseguir
criterios de mejora en el diseño y operación en función de unos objetivos de calidad en las
masas de agua receptoras. Estos objetivos reflejaran la voluntad de pagar, o invertir, para
obtener el buen estado ecológico de las masas de aguas receptoras (DMA, 2000).
Las fases de planificación, diseño y explotación de las redes de saneamiento unitarias
urbanas tienen que estar enfocadas para obtener el máximo beneficio en la gestión del
sistema. Un sistema de saneamiento urbano debe ser operado con criterios de coste-eficacia
para minimizar impactos que no pongan en riesgo los objetivos relacionados con el buen
estado de las masas de agua. Para ello, deben establecerse unos objetivos de calidad y unos
estándares realistas con los usos de las aguas receptoras, incluyendo la protección y mejora
de los ecosistemas acuáticos afectados (Puertas, y otros, 2008).
Cuenca de aportación
Imbornales
Redes de saneamiento
Colector
EDAR
Medio receptor
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
27
2.5. Desbordamientos de los sistemas unitarios (DSU)
En los sistemas de saneamiento urbanos unitarios, las interacciones que se producen entre
los principales componentes del sistema son más importantes que en los sistemas de
saneamiento urbanos separativos. Ya que en tiempo de lluvia tienen que transportar,
además de las aguas residuales urbanas en tiempo seco, las aguas de escorrentía urbana en
tiempo de lluvia. Cuando la lluvia neta genera un volumen de agua de escorrentía urbana
que la red no puede soportar, la red vierte al medio receptor (figura 9).
Figura 9. Funcionamiento de un punto de vertido de una red unitaria (River des Peres
Watershed Coalition).
El criterio tradicional que se ha seguido para el diseño de los puntos de vertido de las redes
de saneamiento unitarias ha sido la hipótesis de la dilución. La hipótesis básica de este
método se basa en la dilución que tiene el agua procedente de la escorrentía urbana en
tiempo de lluvia, nombradas como “aguas blancas”, con el agua residual urbana en tiempo
seco circulante por la red durante la lluvia. Se afirmaba que una dilución de cuatro veces
está compuesta por una parte por el agua residual urbana en tiempo seco y las otras tres
partes por el agua de escorrentía urbana en tiempo de lluvia. Esto se escribía de la siguiente
manera: 1+3.
Actualmente se sabe que las “aguas blancas” referidas a la escorrentía urbana en tiempo de
lluvia no están limpias porque movilizan gran cantidad de contaminantes. Los vertidos al
medio receptor en tiempo de lluvia aportan fuertes cargas de contaminación que degradan
los ecosistemas acuáticos. Cuando se estudia la problemática de las presiones e impactos
provocados por un sistema de saneamiento (Directiva Marco del Agua, 2000), hay tres tipos
de contaminación asociados al tiempo de lluvia:
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
28
• El generado por la contaminación asociada a las aguas de escorrentía urbana en
tiempo de lluvia vertida de forma directa, o a través de las redes de saneamiento
urbanas separativas al medio receptor.
• El fenómeno de contaminación generado por los vertidos, desde los puntos de
vertidos de la red, son los llamados “Desbordamientos de los Sistemas Unitarios”, en
adelante DSU o “Combined Sewer Overflow” (CSO) en inglés. Estos vertidos contienen
una mezcla de aguas de escorrentía urbana en tiempo de lluvia con aguas residuales
urbanas en tiempo seco. La gravedad de este tipo de fenómeno está muy relacionado
por el fenómeno de resuspensión de los depósitos de sedimentos acumulados,
tantos en la superficie de las cuencas urbanas debido a las actividades humanas,
tanto con los que se acumulan en el interior de las conducciones unitarias, debido a
la circulación del agua residual urbana en tiempo seco.
• Otro problema de contaminación asociado a las aguas pluviales es el generado por
las estaciones depuradoras de aguas residuales. Si se supera la capacidad máxima
que asume la red de saneamiento que acaba llegando a la depuradora, se producirá
un vertido. Además, el proceso de depuración puede quedar gravemente alterado,
provocando una bajada de los rendimientos de depuración que llega a durar hasta
semanas, afectando también a la calidad de aguas del medio receptor.
Los primeros esfuerzos en depuración de aguas residuales se centraron en el control de los
vertidos puntuales de origen urbano e industrial. Después de un gran desarrollo de los
sistemas de depuración se comprobó que aún persistían problemas de calidad en las aguas
receptoras, asociados a los DSU en tiempo de lluvia.
Tras años de estudios para caracterizar este tipo de sucesos, se propusieron medidas de
control y se comprobó el elevado coste económico que suponía controlar la totalidad de los
vertidos DSU. Actualmente sigue siendo unas de las principales causas de contaminación
del medio receptor, por lo que la eliminación o minimización de los vertidos de los sistemas
de saneamiento es considerado como un objetivo prioritario.
Los impactos de los DSU son muy negativos, aunque sean de duración corta, son capaces de
introducir una pérdida importante en la eficiencia del sistema de saneamiento urbano, cuyo
uno de sus fines es la protección del medio receptor. La incorporación de sistemas de
control y tratamiento de estos vertidos determinan una relación entre las fuentes de
contaminación y caudal, los sistemas de transporte y el medio receptor.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
29
Actualmente se admite que el control de las DSU debe realizarse bajo el principio de la
gestión integrada, considerando todas las relaciones que se establecen entre todos los
elementos del sistema de saneamiento urbano (figura 8) (Marsalek, y otros, 1994).
La contaminación de los DSU está fuertemente relacionada con las características de la
contaminación asociada a las cuatro fuentes comentadas anteriormente, es decir por: i) las
aguas residuales urbanas en tiempo seco, ii) los contaminantes depositados sobre las
cuencas urbanas, y iii) la movilización de materiales y depósitos de sedimentos en el interior
de las conducciones en tiempo seco.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
30
2.6. Conclusiones
Actualmente uno de los objetivos de la gestión y explotación integrada de las redes
de saneamiento urbanas unitarias que está cobrando importancia es la de proteger
el medio receptor. Numerosas investigaciones concluyen que se está perjudicando
la calidad del medio receptor por el agua que se vierte en tiempo de lluvia y se están
perdiendo los logros conseguidos con la depuración de las aguas residuales urbanas
en tiempo seco. En el próximo capítulo 3 se estudia el marco legislativo nacional e
internacional, y en los capítulos 5 y 6 se muestra un estudio del estado del
conocimiento de los contaminantes movilizados con la escorrentía en tiempo de
lluvia y de sus impactos en el medio receptor cuando son vertidos.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
31
3. MARCO LEGISLATIVO RELACIONADO CON LOS DSU
Ante la necesidad de proteger el medio receptor acuático y de acuerdo con la Directiva
Marco del Agua, se está prestando especial atención a los vertidos que se producen desde
las redes de saneamiento urbanas unitarias al medio receptor en tiempo de lluvia.
Actualmente estos vertidos se denominan “Descargas de los Sistemas Unitarios” (DSU) y
aportan gran carga de contaminación.
Muchos estudios demuestran que el agua de escorrentía urbana moviliza masa
contaminante, y la hipótesis de la dilución del agua de lluvia con el agua residual en los
puntos de vertidos de las redes de saneamiento queda anticuada. Así, la normativa actual
que regula los vertidos en tiempo de lluvia bajo la tutela de la Directiva Marco del Agua,
cuyo objetivo es conseguir la buena calidad de las masas de aguas europeas, surge el Real
Decreto 1290/2012, de 7 de Septiembre que regula los vertidos en España. Además se crea
el “Manual de Recomendaciones de Tanques de Tormentas”, cuyo fin es unificar los criterios
de proyecto de los tanques de tormentas en España. En este apartado se realiza una revisión
de toda la normativa disponible en relación a las descargas de los sistemas unitarios, tanto
nacional como internacional, hasta llegar a la normativa más reciente:
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
32
3.1. Introducción
La Directiva Europea 91/271/CEE sobre el tratamiento de aguas residuales dice mucho en
relación con los vertidos, porque según la transposición referida a las redes de saneamiento
se debe de diseñar para contener toda el agua de escorrentía urbana en tiempo de lluvia
junto con el agua residual urbana en tiempo seco circulante durante el tiempo de lluvia.
Además deja a los estados miembros de la Unión Europea la libertad de limitar los vertidos,
estableciendo una determinada dilución en el momento de vertido o imponiendo un
número máximo de reboses al año.
La Orden de 13 de Julio de 1993, “Instrucción para el Proyecto de Conducciones de Vertido
desde Tierra al Mar” establece unos límites a los vertidos en tiempo de lluvia, que trata sobre
todo acerca de los emisarios submarinos exigiendo unos parámetros mínimos de vertido, y
en la que se requiere un análisis de las condiciones de dilución alcanzadas en puntos
cercanos al de vertido, así como el estado de influencia de éste sobre el medio receptor.
En los años 90 se crea la norma europea UNE-EN 752 referida a los “Sistemas de Desagües
y de Alcantarillado Exteriores a Edificios” y cita, como requisitos básicos a tener en cuenta
en el diseño de los puntos de vertidos para proteger al medio receptor dentro de unos
valores prescritos: i) las cargas contaminantes del agua a aliviar, ii) los caudales, iii) el
volumen, iv) la duración y frecuencia de las descargas, v) las concentraciones de la
contaminación y vi) la presión hidrobiológica. Las normativas inglesas y alemanas que se
comentan en este apartado, han influido en los demás países europeos y además tienen
ideas de aplicación, como:
• La consideración del medio receptor a la hora de plantear un saneamiento.
• La planificación de las actuaciones en las redes de saneamiento urbanas.
Esta norma ya recoge las siguientes recomendaciones orientadas al control de la
contaminación provocada por la red en tiempo de lluvia, y siempre dependiendo del grado
de protección requerido de acuerdo a la sensibilidad del medio receptor. Recomienda:
• Intensidad crítica de lluvia: entre 10 l/s·ha y 30 l/s·ha.
• Coeficiente de dilución: entre 5 y 8.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
33
3.1.1. Normativa alemana AVT A-128
La normativa alemana AVT A-128, “Standard for the Dimensioning and Desing of
Stormwater Structures in Combined Sewers”, se aplica a sistemas de saneamiento que
vierten. Los criterios de esta normativa tienen por objeto proteger el medio receptor y la
EDAR. Así se establece:
• El caudal máximo que se envía desde la red de saneamiento urbana a la EDAR debe
ser menor o igual al caudal máximo que la estación es capaz de tratar en todos los
procesos.
• La contaminación total movilizada hacia el medio receptor por los DSU y por la
EDAR en tiempo de lluvia no debe ser superior a la que hubiese vertido si la red de
saneamiento urbana fuera separativa.
Para realizar los cálculos para un tanque de control de vertidos con esta normativa se
propone una metodología que permite estimar la contaminación movilizada hacia el medio
receptor sin necesidad de realizar una modelización numérica del sistema. Utiliza como
base temporal el año y la carga anual de demanda química de oxígeno (DQO) como indicador
de la contaminación movilizada por el sistema de saneamiento urbano. La formulación
desarrollada utiliza el valor de:
• Precipitación media anual.
• Concentración media de DQO de las aguas de escorrentía urbana en tiempo de lluvia.
• Concentración media de DQO en las aguas residuales urbanas en tiempo seco.
• Concentración media de DQO en el efluente de la EDAR.
Partiendo de estos valores y de las cuencas urbanas de drenaje, se calcula el volumen total
de almacenamiento en la red para cumplir con los objetivos impuestos en términos de DBO
vertida al medio receptor. Una vez calculado el volumen se determinarán los volúmenes de
cada posible punto de vertido a situar a lo largo de la cuenca de estudio, dividiéndose entre
puntos de vertido de primer lavado (tc= 10-15 minutos) y tanques-puntos de vertido de
sedimentación (se fijarán velocidades ascensionales, etc), o incluso ambos a la vez.
La norma ATV A-128 calcula: i) la concentración de DQO de las aguas de las escorrentía
urbana en tiempo de lluvia (pluviales), ii) la concentración de DQO de las aguas residuales
urbanas en tiempo seco teniendo en cuenta la pendiente de los colectores y iii) la
resuspensión de los depósitos de contaminantes, iv) la concentración de DQO en las aguas
unitarias producto de la mezcla de las residuales y las pluviales. Con esto y el volumen de
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
34
las pluviales respecto a las residuales calcula la relación de mezcla y el porcentaje de
contaminantes vertido a partir de la relación entre la concentración de DQO de la mezcla y
de las pluviales. Con este porcentaje calcula el volumen de tanque necesario compensar la
diferencia de contaminantes que se verterían en esta situación sin tanque y los que se
verterían si todo el agua de lluvia no se mezclara con agua residual, es decir, fuera por redes
separativas.
3.1.2. Norma inglesa BS 8005
La normativa inglesa de diseño de depósitos de control de vertidos en redes unitarias se
basa en definir el caudal máximo a enviar a la EDAR, que además está en torno a 6-7 veces
el caudal máximo de residuales. Esto se calcula mediante la siguiente metodología:
!" 1.36 ' ( 2 ' [5]
Donde:
Q; Caudal enviado a la EDAR
DWF; Caudal en tiempo seco
E; Caudal medio industrial
P; Población
La fórmula inglesa se empleó en Liverpool por primera vez en los años cincuenta. Supone
llevar un importante caudal hacia la depuradora, lo que permite disminuir el volumen de
retención de los tanques de tormenta. En general crea problemas a la entrada de la estación
de depuración de aguas residuales, ya que obliga a que el tratamiento primario se diseñe
para estos caudales, mientras que el secundario se suele diseñar para el caudal punta en
tiempo seco, del orden de 2 a 2,5 veces el caudal medio en tiempo seco. Por lo tanto, este
criterio obliga a diseñar con grandes diámetros en los interceptores, importantes caudales
de diseño en el pretratamiento y decantación primaria, importante obra de bombeo a la
entrada de la planta y a pequeños volúmenes de retención en los tanques de tormenta. Así,
interceptores grandes, tanques de retención pequeños y dependiendo del medio receptor
se verterá una cantidad u otra pero ya con una dilución de cómo mínimo 6:1.
En cuanto al volumen del tanque de tormenta, podemos indicar que existe un criterio
generalizado de que este volumen sea capaz de retener la contaminación producida por la
primera lluvia como mínimo, la denominada lluvia crítica. En este sentido la norma British
Standard señala que este volumen corresponde al necesario para que una lluvia de 20
minutos de duración y con una intensidad de 10 litros por segundo y hectárea.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
35
3.1.3. Instrucciones Técnicas para Obras Hidráulicas en Galicia (ITOHG)
Dicha normativa técnica propone una metodología para la determinación del volumen
necesario en los tanques de control de vertidos basada en objetivos de protección del medio
receptor.
Figura 10. Procedimiento para la estimación del volumen necesario de los tanques de
tormentas según la normativa de la AHG-Xunta de Galicia (ITOGH). (Puertas, y otros, 2008).
Según el esquema anterior, en primer lugar se establecen los objetivos de protección o
calidad del medio receptor, que se centran principalmente en los dos siguientes:
• Limitar el número de DSU al medio receptor en el año medio a un valor entre 15 y
20 veces.
• Limitar el porcentaje de agua vertida a un 10-15% del volumen total de lluvia neta
de la cuenca.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
36
Estos criterios son generales y no analizan la influencia en el medio receptor. Se seleccionan
una serie de lluvias con las que se va a modelizar y que deben de tener al menos una
resolución temporal de 10 minutos. Se deberá disponer de un año medio de precipitaciones
y se deberá comprobar que la precipitación total de dicho año está entre el 90% y el 110%
de la precipitación media anual de una serie de cómo mínimo 10 años consecutivos. A su
vez se deberá comprobar que el número de días de lluvia del año de diseño está
comprendido entre el 90% y el 110% de la media de número de días de lluvia de una serie
de cómo mínimo 10 años.
Con la serie de precipitaciones se deberá modelizar con un modelo matemático del sistema
de saneamiento urbano, que tendrá en cuenta los procesos de transformación de lluvia en
escorrentía y el tránsito de caudales por los colectores.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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3.2. Identificación de presiones e impactos por parte de la Directiva Marco del
Agua
La Directiva Marco del Agua DMA establece la necesidad de identificar y valorar las
presiones e impactos que sufren nuestros medios acuáticos receptores. Para ello se
estableció la fecha de diciembre de 2004 para que los países miembros identificaran las
presiones en las demarcaciones hidrográficas:
• Control de vertidos de las redes de saneamiento (autorización previa y registro).
• Control y prevención de contaminación por fuentes difusas.
• Prohibición de vertidos directos de contaminantes a las aguas subterráneas.
• Eliminación o reducción, en su caso, de sustancias peligrosas.
El documento “Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive
(2000/60/ec.). Guidance Document nº3. Analysis of Pressures and Impacts” que fue
trasladado al contexto español mediante el documento “Manual para el Análisis de
Presiones e Impactos Relacionados con la Contaminación de las Masas de Agua
Superficiales”, de 3 de Junio de 2004, de la Subdirección General de Tratamiento y Control
de la Calidad de las Aguas, del Ministerio de Medio Ambiente nace con el fin de orientar la
identificación de presiones e impactos. En este documento se dan las siguientes
definiciones:
• Presión: cualquier actividad humana que incida sobre el estado de las aguas del
medio receptor.
• Presión significativa: toda presión que pueda causar el incumplimiento de los
objetivos medioambientales de la DMA.
• Impacto: resultado de una presión sobre el estado de la masa de agua receptora con
los criterios de calidad previstos en la DMA.
• Evaluación de riesgo: valoración de la probabilidad de no alcanzar los objetivos
medioambientes de la DMA.
El impacto es resultado de una presión sobre el estado de la masa de agua. Este efecto
depende de la susceptibilidad del medio y de los objetivos medioambientales que debe
alcanzar una masa de agua. La susceptibilidad de la masa de agua superficial puede depender
de muchas variables, pero una importante es el caudal de un río. El efecto producido se
valora con los criterios de calidad de la DMA, comparando con los objetivos
medioambientales, como pueden ser los siguientes:
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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• Alcanzar un buen estado.
• Alcanzar el buen potencial ecológico y químico.
• Prevenir el deterioro.
• Cumplir los requerimientos sobre las sustancias prioritarias.
El Manual para el Análisis de Presiones e Impactos Relacionados con la Contaminación de
las Masas de Agua Superficiales trata sobre la Evaluación Impress Cualitativa. Esta
evaluación debe incluir los siguientes estudios:
• Identificación de las masas de agua.
• Identificación de las presiones significativas.
• Análisis del impacto.
• Evaluación del riesgo de incumplir los objetivos medioambientales.
El procedimiento a seguir se refleja en la siguiente figura:
Figura 11. Procedimiento de evaluación impress cualitativa de la DMA.
Las descargas de los sistemas unitarios (DSU) generados durante el tiempo de lluvia, es un
tipo de fuente de contaminación de tipo puntual que está considerada dentro del grupo de
presiones significativas, las cuales, según la DMA, deben de centrarse los estudios.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
39
3.3. Los DSU en la Directiva Marco del Agua
La Directiva Marco del Agua, pretende mejorar la protección de la calidad de las aguas
receptoras de la Unión Europea en medida de lo posible, haciendo excepciones para
aquellas masas de agua que estén muy afectadas por actividades humanas muy intensas.
Uno de sus objetivos es desarrollar una política comunitaria integrada de aguas. Definir un
marco común y unos principios y objetivos generales. Los programas de medidas deben
ajustarse a las condiciones regionales y locales.
La Directiva Marco del Agua es un marco común permite que cada gobierno de cada país de
los estados miembros de la UE limite el número de descargas por año permitidas y por
punto de muestreo. En la siguiente tabla se muestran las descargas permitidas en seis
países:
Tabla 2. Número de descargas permitidas por las regulaciones (Montserrat, y otros, 2015).
Los problemas ocasionados por los vertidos en tiempo de lluvia desde las redes de
saneamiento urbanas deben ser objeto de programas de medidas específicas locales, que
pueden relacionarse con:
• Régimen de lluvias.
• Tipo de medio receptor (sistema acuático y su clasificación).
• Objetivos de calidad fijados.
En algunos casos, como en Bélgica, Dinamarca o en Holanda, el número de descargas es
dependiente de la sensibilidad de las agua receptoras (Zabel, y otros, 2001), ya que la
presencia de un vertido desde una red de saneamiento puede dañar de forma transitoria o
crónica a los sistemas acuáticos presentes en las masas de agua receptoras, y su impacto en
el medio receptor debe de ser recogida por los controles de análisis. Por lo que la Directiva
Marco del Agua hace hincapié en el hecho de que la periodicidad de los controles de los
análisis debe de tener en cuenta el carácter variable de los parámetros de los
contaminantes. Por otro lado, se debe de estudiar las mejores técnicas disponibles para
controlar los DSU y tratar la contaminación de las aguas en tiempo de lluvia antes de que
sean vertidas al medio receptor (como por ejemplo, un tanque de tormentas).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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3.4. Directiva 2006/7/CE de Calidad de las Aguas de Baño
Por otro lado, la Directiva 2006/7/CE de Calidad de las Aguas de Baño también trata el
problema de los DSU teniendo en cuenta que la buena calidad del medio receptor no pueda
ser perturbada para no perjudicar zonas de baño. Esta Directiva establece unos indicadores
de calidad que deben de cumplir las aguas para que sean aptas para el baño. Esto es
importante especialmente en pueblos en los cuales su economía local está basada en el
turismo de sol y playa. En estos casos, se debe de proteger un medio receptor que, aparte
de su valor ambiental, tiene un uso lúdico y su economía está relacionada con la buena
calidad del agua de sus playas.
En primer lugar, la Directiva de Aguas de Baño 2006/7/CE plantea la realización de un perfil
de las aguas de baño, en el que se debe recoger una serie de información relativa a las
características de la zona de baño, así como determinar las causas de contaminación que
pudieran afectar a dichas aguas. El desarrollo de la Directiva implica, de igual modo, analizar
los riesgos ambientales que pueden desarrollarse en las aguas de baño con el fin de plantear
una serie de medidas preventivas ante esos riesgos.
La Directiva 2006/7/CE supone como indicadores de calidad a la Escherichia Coli y
Enterococos Intestinalis (se describen con más detenimiento en el capítulo 4), ya que son
los mejores indicadores de contaminación microbiológica en aguas de baño (Kay, y otros,
1994). La elección de este indicador se debe a (Leclerc, y otros, 2001):
• Es el único coliforme fecal, que realmente tiene origen fecal.
• Se encuentra en elevadas cantidades en las heces de animales de sangre caliente.
• Tiene una mayor capacidad de supervivencia bajo condiciones ambientales.
• Puede ser fácilmente detectable y cuantificable.
La Directiva de Calidad de las Aguas de Baño establece que la clasificación de calidad de las
aguas de baño debe hacerse en base a los datos de calidad de las 4 últimas temporadas de
baño, la actual más las tres precedentes.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
41
3.4.1. Evaluación de los perfiles de las aguas de baño según la Directiva de
Calidad de Aguas de Baño
La Directiva obliga a la realización de los perfiles de cada una de las masas de aguas de baño
consideradas por las autoridades. Para ello, se deben identificar las fuentes de
contaminación que pueden afectar a las aguas de baño. A continuación se realiza un análisis
de los riesgos que cada una de esas fuentes tiene sobre la calidad de las aguas de baño (Iago
López, y otros, 2006):
La identificación de las fuentes contaminantes tiene como objetivo localizar y caracterizar
cada una de las emisiones contaminantes que puedan afectar a la calidad de las aguas de
baño objeto de un estudio.
Los vertidos que se producen en tiempo de lluvia desde las redes de saneamiento urbanas
unitaria son un tipo de fuente puntual y puedan ser responsables de episodios de mala
calidad en las aguas de baño, con la consecuencia del cierre de playas.
Los puntos de vertidos deben de estar caracterizados haciendo un estudio exhaustivo de los
vertidos que se producen a través de ellas. Eso implica conocer qué sustancias se pueden
verter en estos puntos y con qué concentración, prestando especial atención a los
indicadores propuestos en la Directiva 2006/7/CE, sin olvidar por ello, cualquier otra
sustancia que pueda alterar la calidad de las aguas de baño y/o la salud de los usuarios.
Una red de saneamiento urbana que pudieran afectar a la calidad de las aguas de baño,
tienen que tener estimado el riesgo sobre la calidad de las aguas de baño. Para ello, se
recurrirá a la expresión siguiente, establecida en la norma UNE 150008:2000 EX, sobre
análisis de riesgos ambientales:
* (. [6]
Donde:
R = Valor del riesgo del vertido contaminante.
P = Factor de probabilidad de la emisión contaminante.
C = Factor de las consecuencias producidas por la emisión contaminante.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
42
Para conocer el valor del riesgo de cada vertido contaminante, es necesario conocer la
probabilidad con la que se produce y las consecuencias que provoca. Según esta Directiva
de Calidad de Aguas de Baño, los vertidos de una red de saneamiento urbana unitaria vienen
determinados por aspectos probabilísticos, que se originan como consecuencia de episodios
de lluvia y que son los principales responsables de los episodios de mala calidad en las aguas
de baño debido a que se vierten al medio receptor sin tratamiento previo. Por lo tanto, debe
valorarse la probabilidad con que un suceso ocurra en función de su probabilidad de
ocurrencia, y asignarle un factor de probabilidad a dicho vertido. Este factor será mayor
cuanta mayor probabilidad de ocurrencia exista. Deberá medirse, por tanto, la frecuencia
con la que ocurre un suceso contaminante.
Para estimar las consecuencias que un vertido contaminante pueda tener sobre las aguas
de baño, se deben recurrir a todos aquellos factores que influyan o puedan influir en un
deterioro de la calidad de las aguas de baño, bien porque ese deterioro en la calidad se deba
a un vertido con contaminantes muy peligrosos o porque, aún sin resultar peligrosa,
permanezca un tiempo elevado en la zona de baño, o por cualesquiera otros factores que
influyan en las consecuencias que pueda sufrir esa agua de baño. Se asignará un factor de
consecuencias mayor a aquellas que sean susceptibles de sufrir unas consecuencias más
graves.
Posteriormente, en la valoración del riesgo se establecerá en función del valor dado a cada
uno de los factores que influyen, tanto en la estimación de la probabilidad como en la
estimación de las consecuencias y de la vulnerabilidad de las aguas del medio receptor. Debe
establecerse, por tanto, una clasificación en niveles de riesgo de manera que permita
establecer una serie de medidas preventivas y protectoras en función del riesgo esperado.
De este modo, se puede localizar y caracterizar cada una de las fuentes de contaminación
existentes en el agua de baño objeto de estudio, realizar una evaluación de los riesgos que
pueden presentarse en dichas aguas y asignar un factor de riesgo a cada una de esas fuentes
emisoras de contaminación.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
43
3.5. Plan Nacional de Calidad de las Aguas: Saneamiento y Depuración (2007-
2015)
Una vez que hemos visto, tanto en la Directiva Marco del Agua como en la Directiva de la
Calidad de las Aguas de Baño, que los DSU producen un impacto significativo en el medio
receptor y que su calidad afecta a distintos usos de la masa de agua receptora. Con este Plan
Nacional (2007-2015) se recoge la obligación de la Unión Europea de disponer de un
instrumento de planificación-programación que defina el camino que se va a seguir para
cumplir las obligaciones de las Directivas Europeas en materia de calidad de las aguas de
nuestros ríos o nuestras costas. En este sentido, este segundo plan continúa la labor
realizada por el Plan de Saneamiento y Depuración 1995-2005. Es una prolongación de la
Directiva 91/271 en cuanto a fondos.
El Plan Nacional de Calidad de las Aguas, en adelante PNAC, menciona los resultados
obtenidos en el PROMEDSU. Es un estudio del Ministerio de Medio Ambiente del año 1999
denominado “Experiencia Piloto de Medición y Estudio de las Descargas de Sistemas
Unitarios”, con el que se observó la importancia de controlar la contaminación vertida por
las DSU, ya que tienen un impacto considerable sobre la biota fluvial, causados por:
• Caudales elevados generados durante las tormentas.
• Duración corta de las tormentas.
• Dificultad de dilución del agua vertida.
El Plan Nacional de Saneamiento y Depuración (1995-2005) ha destinado poca inversión en
actuaciones para el control de las aguas de tormenta. Por ello, el nuevo PNCA ha identificado
las actuaciones necesarias para que las aglomeraciones urbanas dispongan de tanques de
retención o tormenta.
Este plan toma seriamente en consideración la gestión de las aguas de tormenta y tiene en
cuenta que una presión importante sobre los medios receptores es la generada por DSU. Por
ello, considera la construcción de tanques de tormenta como una técnica válida y eficiente
de gestión de las aguas pluviales para evitar impactos transitorios en tiempo de lluvia que
dañan la calidad del medio e impide la consecución del buen estado ecológico de las masas
de agua.
El Plan Nacional de Calidad de las Aguas 2007-2015 prevé las siguientes actuaciones en la
Región de Murcia:
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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• Ampliación de depuradoras: Cabezo Beaza, Torre Pacheco, Los Dolores, La Unión,
Mar Menor Sur, Corvera, Los Martínez del Puerto, Sucina, Valladolises, Lobosillo, La
Tercia y La Murta.
• Conexiones: Depuradoras Mar Menor Sur, Torre Pacheco, La Unión, Los Alcázares y
Mar Menor Sur.
• Tanques de tormenta: Para aguas pluviales en Los Alcázares, San Javier, Torre
Pacheco, La Unión , San Pedro, Playa Honda-Playa Paraíso, El Algar, Los Urrutias,
Roldán, Los Nietos, El Albujón, Mar de Cristal-Islas Menores, El Albujón, Los Nietos,
Balsicas, Los Belones, Lobosillo, La Puebla, Atamaría y El Algar.
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3.6. Real Decreto 1290/2012, de 7 de septiembre
El Real Decreto 1290/2012, de 7 de Septiembre, por el que se modifica el Reglamento del
Dominio Público Hidráulico, admite que haya vertidos en tiempo de lluvia que hasta ahora
la trasposición de la 91/271 no los admitía.
En el artículo 246 de “Iniciación del Procedimiento de Autorización de Vertidos” dice que la
declaración de vertido debe de contener de documentación técnica que desarrolle y
justifique: i) Las características de la red de saneamiento urbana, ii) los sistemas de los
puntos por donde se producen descargas y iii) medidas, actuaciones e instalaciones
previstas para limitar la contaminación por desbordamiento en episodios de lluvias.
Y además si las solicitudes están formuladas por entidades locales y comunidades
autónomas, la declaración de vertido debe incluir un conjunto de medidas que comprendan
estudios técnicos de detalle que, definan las buenas prácticas y actuaciones para maximizar
el transporte de escorrentía hacia las estaciones depuradoras de aguas residuales (EDAR),
para reducir el impacto de los DSU. Estos estudios en detalle tendrán en cuenta:
• Régimen de lluvias.
• Características de la cuenca vertiente.
• Diseño de la red de saneamiento.
• Características de los contaminantes vertidos por los DSU.
• Objetivos medioambientales del medio receptor.
El artículo 251 menciona que las autorizaciones de vertido establecerán las condiciones en
que estos puedan realizarse, concretando las medidas, actuaciones e instalaciones para la
regulación de los DSU durante los episodios de lluvia, así como los elementos de control
necesarios que permitan limitar la contaminación que puedan verter y cumplir con los
objetivos medioambientales del medio receptor, Además, en el artículo 251 se añade una
sección 4ª bis con la siguiente redacción: “Sección 4ª bis. Desbordamientos de Sistemas de
Saneamiento en Episodios de Lluvia”. Las autorizaciones de vertido de sistemas de
saneamiento de zonas urbanas se tendrán en cuenta criterios con el fin de reducir la
contaminación generada en episodios de lluvia, como de poner en servicio las obras e
instalaciones que permitan retener y evacuar hacia la EDAR las primeras aguas de
escorrentía con elevadas concentraciones de contaminación. Con este afán, se redacta el
“Manual de Diseño de Tanques de Tormentas” para homogenizar el diseño de los tanques
de tormentas en España para reducir la contaminación generada en episodios de lluvia.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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3.7. Manual de Diseño de Tanques de Tormentas
El manual de diseño de tanques de tormentas establece una serie de recomendaciones para
el dimensionamiento, diseño y posterior construcción de los tanques de tormenta que
forman parte de las redes de saneamiento unitarias y que tienen por objetivo la reducción
del impacto de los vertidos de las redes de saneamiento en los medios receptores en tiempo
de lluvia (TECNOAGUA, 2014).
Asimismo, el documento recoge un inventario y diagnóstico de la situación de los tanques
de tormenta para reducir el impacto de las descargas de los sistemas de unitarios (DSU) en
tiempo de lluvia en España, una revisión del marco normativo nacional e internacional,
incluyendo la revisión de los diferentes criterios de diseño de tanques, resultados y
conclusiones de las campañas de control de calidad del agua en 5 tanques de tormenta de
referencia, así como una propuesta preliminar de fundamentos para la elaboración de las
futuras normas técnicas de aliviaderos.
Este manual, junto con la aprobación del RD1290/2012 (la normativa que define los
modelos oficiales de solicitud de autorización y de declaración de vertido) y la futura norma
técnica que debe redactarse en los próximos meses, deben fijar las bases para resolver la
problemática de las DSU y uniformizar el diseño de los tanques en España (TECNOAGUA,
2014).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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4. NIVELES EN LA CARACTERIZACIÓN DE LA CONTAMINACIÓN VERTIDA EN TIEMPO
DE LLUVIA
En este capítulo se muestran los tres niveles de aproximación clasificatorios de los estudios
de análisis de la contaminación movilizada durante el tiempo de lluvia. Estos estudios son
imprescindibles para el desarrollo de las estrategias de gestión de los DSU. Dependiendo del
grado de profundización del estudio y del objetivo que se quiera conseguir, se le da un nivel
de aproximación de una escala de tres niveles. Por ejemplo, si el objetivo del estudio es tener
un valor de la carga contaminante aportada por DSU, será un estudio de nivel 1, por el
contrario, si el objetivo es el de diseñar una estructura de control y tratamiento de aguas de
escorrentía urbana, como un tanque de tormentas capaz de retener la contaminación
aportada por los DSU al medio receptor (tanque anti-DSU), estamos ante un estudio de nivel
3.
Es en el texto “Design and Contruction of Urban Stormwater Management Systems”, (ASCE
- WEF, 1993), donde se jerarquizan los estudios de caracterización de aguas pluviales en
tres niveles: Nivel 1 son las cargas medias anuales aportadas por las aguas pluviales, el nivel
2 son las cargas asociadas a sucesos de lluvia, y el nivel 3 se refiere a la variación de la carga
durante un suceso de lluvia. En los siguientes subapartados se describe cada uno de los
niveles:
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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4.1. Nivel 1: Cargas medias anuales aportadas por las aguas pluviales
En este nivel se estiman las cargas totales de contaminación aportadas por las aguas de
tormentas desde una cuenca urbana durante un año. Esta información se utiliza cuando se
aborda problemas de calidad de aguas a largo plazo como problemas de eutrofización,
cargas de tóxicos con efectos crónicos y sedimentación. Las cargas de contaminación se
expresan según la necesidad o el modelo que se utiliza, como:
• Carga anual/área de un uso de suelo determinado y para un año típico: Kg/km·año
• Carga anual/km de cuneta de un uso del suelo dado: Kg/km·año
• Carga anual/volumen de tráfico: kg/vehículo·año
• Carga anual/volumen de escorrentía: kg/m3·año
• Carga anual/altura de precipitación para un área específica: kg/mm·año
Útiles para obtener un orden de magnitud, por ejemplo, entre la carga contaminante
aportada anualmente por CSO ó escorrentía urbana y la aportada por las depuradora, etc
4.2. Nivel 2: Cargas asociadas a sucesos de lluvia
En este nivel de aproximación se estima la distribución de cargas asociadas a cada evento
de lluvia a lo larga de un año e indica la variabilidad de la de la contaminación total
movilizada o generada durante un episodio de lluvia. Este nivel se aplica cuando se analizan
sucesos o problemas de transitorios de contaminación. La carga movilizada se expresa a
través de valores medios referidos a cada suceso:
• Carga movilizada episodio/área neta, o hidrológicamente activa: kg/ha
impermeable
• Carga movilizada episodio/km de cuneta de un uso determinado: kg/km cuneta
• Carga movilizada episodio/volumen de escorrentía. También conocido como
concentración media de suceso, en adelante CMS: kg/m3 o mg/L
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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4.3. Nivel 3: Variación de la carga durante un suceso de lluvia
Describe la carga de un suceso de lluvia a lo largo del tiempo en cada episodio de lluvia. Este
nivel de aproximación permite estudiar el efecto de las diferentes fuentes de contaminación,
de las variaciones en la intensidad de la lluvia o de la cantidad de contaminantes existentes
en la cuenca. Este tipo de estudios son adecuados para el diseño de las estructuras de control
y tratamiento de reboses, y se trabaja habitualmente con la concentración del contaminante
a lo largo del suceso.
Cada suceso de lluvia presenta una gran variación en cargas y concentraciones de
contaminación, por lo que para comprender cada episodio de lluvia es necesario conocer las
concentraciones instantáneas con respecto al tiempo así como los caudales y los flujos
másicos. Así que los polutogramas e hidrogramas asociados constituyen las herramientas
de análisis a ser utilizada. La variabilidad y forma de los mismos es enorme, en algunos
estudios aconsejan trabajar con las concentraciones medias ponderada con el caudal para
obtener una concentración media de suceso (CMS). La CMS se define como el cociente entre
la masa total de contaminante movilizada durante un suceso entre el volumen total de
escorrentía del mismo. El método de cálculo es mostrado en la siguiente ecuación:
+, -.
∑01213∑213 [7]
Donde:
• V (m3); es el volumen total de la escorrentía.
• M (g); es la masa de contaminantes.
• Δt (min); es el intervalo de tiempo.
• Qt (m3/min); es la cantidad de escorrentía superficial dentro del intervalo.
• Ct (mg/l); es la concentración de contaminantes dentro del intervalo de tiempo.
Esta concentración media de suceso (CMS) es ampliamente utilizada para calcular la carga
de contaminación arrastrada por el agua de escorrentía de cada superficie.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
50
5. FUENTES DE CONTAMINACIÓN DE LA ESCORRENTÍA EN TIEMPO DE LLUVIA
Las descargas de los sistemas unitarios (DSU) arrojan al medio receptor (a ríos, lagos,
mares, etc…) gran cantidad de contaminantes que acaban perjudicando la calidad de las
aguas receptoras. Así, para el desarrollo de las estrategias de gestión de los DSU requiere un
conocimiento avanzado de (Gasperi, y otros, 2008):
• Las características de los contaminantes de los DSU: Estos datos son necesarios para
la elaboración y el dimensionamiento de las instalaciones de tratamiento.
• Las fuentes de los contaminantes de las DSU: Una identificación de las principales
fuentes de contaminación permitiría el propósito de las soluciones preventivas y
ajustar estrategias para la distribución en las capacidades de tratamiento en las
redes de saneamiento.
• Los mecanismos de la formación y del transporte del contaminante de DSU en las
redes de saneamiento unitarias: Esto permitirá el desarrollo de la mayor exactitud
de los modelos de calidad.
Los contaminantes son residuos domésticos e industriales, materiales tóxicos,
microrganismos patógenos, nutrientes y metales que tienen un efecto muy nocivo sobre el
estado ecológico de las aguas receptoras del medio. Aproximadamente un 50% de la
contaminación que llega al medio receptor proviene de vertidos en tiempo de lluvia por lo
que se anulan los logros conseguidos por el tratamiento de aguas en tiempo seco en las
estaciones depuradoras de aguas residuales (Russo, y otros, 2006) (Garcia Bermejo, 2011).
Si recordamos del capítulo 1 de este trabajo fin de máster la ecuación 3 que mostrada que
la contaminación total movilizada durante los episodios de lluvia procedía de cuatro fuentes
distintas
ó [3]
Observamos que la suma total de contaminante movilizado en tiempo de lluvia en cuencas
urbanas unitarias se compone de: i) la contaminación de las aguas residuales urbanas en
tiempo seco, ii) de la contaminación acumulada en los depósitos de sedimentos en el interior
de las conducciones unitarias, iii) de los contaminantes atmosféricos y iv) de los
contaminantes de la escorrentía urbana en tiempo de lluvia.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
51
5.1. Contaminación asociada a las aguas residuales urbanas en tiempo seco
En el presente apartado 5.1 está referido a la contaminación característica de las aguas
residuales urbanas y a sus variaciones en la concentración con respecto a la franja horaria
asociado a la curva de consumo diaria.
La curva de consumo influirá en la capacidad de la red para absorber el exceso de volumen
de escorrentía y en la posibilidad de que se produzcan descargas. Durante un episodio de
DSU entre el 2% y el 60% de los sólidos en suspensión con respecto al total vertido,
proceden de las aguas residuales urbanas en tiempo seco (Gromaire, y otros, 2001).
5.1.1. Descripción de los contaminantes asociados a las aguas residuales
urbanas en tiempo seco
La contaminación de las aguas residuales urbanas procede de las aguas residuales
domésticas e industriales. Los excrementos humanos son la principal fuente de
contaminación de las aguas urbanas, ya que los adultos producen entre 200-300 g de heces
al día y del orden de 1-3 kg de orina al día. Así que el agua residual urbana en tiempo seco
tiene un alto nivel de contenido de materia orgánica, nutrientes y organismos patógenos,
asociados a los sólidos de suspensión totales.
Según los estudios de (Gasperi, y otros, 2008) y (Kim, y otros, 2005) realizados en cuencas
urbanas unitarias de París, demuestran que los sólidos, la materia orgánica, los nutrientes,
metales, compuestos orgánicos y microorganismos patógenos son los principales
contaminantes encontrados en las descargas combinadas.
La carga de sólidos en suspensión totales (SST) es una de las consecuencias más visibles de
la contaminación que moviliza las aguas residuales, ya que tiene buena correlación con la
turbidez en el agua. Los núcleos de población con red unitaria pueden generar unos
90 gr de SS/(h-e*día).
Para poder medir la materia orgánica, nutrientes y patógenos contenidos en el agua
residual, se utilizan los siguientes parámetros:
• El Habitante-equivalente permite estudiar las cargas de contaminación que circula
por una red de saneamiento. Según la Directiva 91/271/CEE de 21 de mayo de 1991,
sobre el tratamiento de las aguas residuales, define que 1 habitante-equivalente, en
adelante h-e, que aporta una carga orgánica biodegradable con una demanda
bioquímica de oxígeno de 5 días, en adelante DBO5, de 60 g de oxígeno por día. La
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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DBO5 es la demanda bioquímica de oxígeno medida a 5 días y a una temperatura de
20ºC. Es la cantidad total de oxígeno disuelto que consumen los microorganismos
en su proceso de oxidación biológica de la materia orgánica biodegradable. Las
heces representan del orden de 25-30 g O2/(h-e*día) de DBO5 y la orina del orden
de 10 g O2/(h-e*día), que representan el 60% de los compuestos orgánicos que
aparecen en las aguas residuales.
• El nitrógeno Total Kjeldahl (N-NTK) es un tipo de nutriente y es el indicador que
refleja la cantidad total de nitrógeno en el agua analizada. Es la suma del nitrógeno
orgánico en diversas formas, como son las proteínas y ácidos nucleicos en diversos
estados de degradación, urea y aminas, entre otros, y del ión NH4+. Los excrementos
son una fuente importante de nutrientes. El 94% del total de nitrógeno orgánico del
agua residual procede de ellos. De ese porcentaje, el 50% proviene de la orina
(urea), que rápidamente se convierte por vía aerobia o anaerobia en nitrógeno
amoniacal.
• El fósforo total (Ptotal) es otro tipo de nutriente y se encuentra en las aguas
residuales en forma de fosfatos orgánicos (insoluble, transformable a fosfato soluble
por fermentación o hidrólisis) o polifosfatos. Se encuentra en los residuos humanos,
los detergentes y los vertidos industriales. Actúa un papel importante en los
procesos de eutrofización. Las concentraciones de fosforo en el agua residual se
encuentran en un intervalo de 8 a 15 mg/l.
• Organismos indicadores: los organismos patógenos se encuentran presentes en las
aguas residuales en cantidades muy pequeñas (generalmente) y resultan difícil de
aislar y de identificar. Por ello se emplea el organismo coliforme como organismo
indicador, puesto que su presencia es más numerosa y fácil de comprobar, ya que
cada ser humano evacua de 100.000 a 400.000 millones de organismos coliformes
cada día. Lo que se traduce en que el agua residual urbana contiene habitualmente
entre 106-107 UFC / 100 ml.
El término UFC, unidad de formadora de colonias, es el número mínimo de células
vivas sobre una superficie sólida que puede dar lugar a una colonia. Este número
puede ser un solo microorganismo o bien un grupo de microorganismos de una
misma especie.
En el caso de bacterias, tienen la tendencia a permanecer unidas formando una
colonia sobre un medio sólido de decenas de millones de células. Esta colonia tiene
la característica de ser visible a simple vista.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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En la siguiente tabla se relaciona el aporte de contaminación con el tipo de red de
saneamiento y de población. Se observa que una zona residencial generará aguas residuales
urbanas en tiempo seco poco cargadas porque consume más agua y aporta menos
contaminación. En la siguiente tabla se dan los valores orientativos de la contaminación en
términos de DBO5 y SS expresadas en g/(h-e·día), que para una red de saneamiento urbana
unitaria están en torno a 75 g DBO5/(h-e·día) y 90 g SS/(h-e·día):
Tabla 3. Aporte de DBO5 y SS (g/(hab·d)) según el tipo de red y de población (Tejero, y otros,
2001).
Las aguas residuales tienen una composición típica como la mostrada en la siguiente tabla:
Tabla 4. Composición típica de agua residual doméstica bruta (Metcalf, y otros, 1991).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
54
Además, algunos estudios reflejan también la presencia de metales pesados en el agua
residual urbana en tiempo seco, como se muestra en la siguiente tabla:
Tabla 5. Contenido en metales pesados típico de las aguas residuales domésticas (Henze, y
otros, 1995).
Y por último, pasamos a centrarnos en los contaminantes prioritarios, que según la Directiva
76/464/ECC hay una lista de 33 contaminantes peligrosos que acaban descargándose a las
masas de aguas europeas (ríos, lagos, mares, etc…). Esta lista fue regulada en una serie de
directivas definiendo los valores límites de emisión y los objetivos de calidad en aguas
superficiales y de costa. Además, las descargas de los DSU tienen los siguientes
contaminantes emergentes, según (Gasperi, y otros, 2009) y (Weyrauch, y otros, 2010). A
continuación se enumeran y si prestamos atención a cada uno de ellos, vemos que la
mayoría están relacionados con los electrodomésticos, utensilios, geles y demás usados
diariamente en nuestros hogares, y aunque se suelen encontrar en cantidades muy
pequeñas, son de toxicidad elevada y, la composición y su uso de algunos de ellos están ya
prohibidos hoy en día:
• Bifenilos policlorados o policlorobifenilos (PCB): son una serie de compuestos
organoclorados que poseen una estructura química orgánica muy similar. Están
considerados, según el Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente
(PNUMA), como uno de los doce contaminantes más nocivos fabricados por el ser
humano. Son compuestos muy estables. Aunque su uso hoy en día está prohibido,
antiguamente fue muy utilizado y se pueden encontrar, como por ejemplo, muchos
transformadores y condensadores viejos, tubos fluorescentes viejos y televisores
antiguos. Cuando estos se aparatos se calientan, pueden liberarse pequeñas
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
55
cantidades de PCB al aire. Actualmente se pueden encontrar pequeñas cantidades
de PCBs en casi toda muestra de aire libre o en el interior de viviendas, suelos,
sedimentos, aguas superficiales e incluso animales, pero en general sus niveles han
disminuido desde que se prohibió su uso en 1977.
• Compuestos orgánicos volátiles (COV): Los compuestos orgánicos son compuestos
químicos que contienen carbono y se encuentran en los seres vivos. Los COVs se
convierten fácilmente en vapores o gases. Son peligrosos contaminantes del aire que
se dan principalmente en áreas urbanas, dando lugar a atmósferas ricas en ozono
de color marrón. Son compuestos volátiles, liposolubles, tóxicos e inflamables. Las
fuentes de producción pueden ser naturales o antrópicas. Entre las fuentes
antrópicas, tiene su origen en actividades industriales como la industria de pintura,
calzado o siderurgia, los disolventes de la industria de lavado en seco, la evaporación
de disolventes orgánicos, los automóviles e incluso el humo del tabaco. Dentro de
los hogares lo podemos encontrar en los productos de limpieza, productos de
higiene personal, cosméticos, pinturas y plásticos.
• Hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs). Los HAPs son un grupo de sustancias
químicas que se forman durante la incineración incompleta del carbón, petróleo, el
gas, la madera, la basura y otras sustancias orgánicas, así como de los tubos de
escape de los automóviles. Existen más de 100 clases diferentes de HAPs que se
encuentran en mezclas complejas. Estos compuestos se utilizan en medicinas y para
la producción de tintas, plásticos e insectidas, y otros se utilizan en la construcción
de carreteras. Pueden encontrarse en el aire bien sea adheridos a partículas de polvo
o como sólidos en el suelo o en los sedimentos.
• Éteres de Difenilo Polibromados (PBDEs). Son un grupo de productos químicos
utilizados para reducir la inflamabilidad de los artículos en nuestras casas. Son muy
estables y dañan la salud de los seres humanos. Aunque hoy en día están prohibidos,
aún se encuentran en el medio ambiente. Estos compuestos se utilizaron en textiles,
espuma de muebles, rellenos de alfombras, materiales de construcción, tapicería de
automóviles, y fundas de plástico para la electrónica.
• Di(2-etilhexil) ftalatos (DEHP): Son un grupo de compuestos químicos
principalmente empleados como plastificadores (sustancias añadidas a los plásticos
para incrementar su flexibilidad). Uno de sus usos más comunes es la conversión de
poli (cloruro de vinilo) (PVC) de un plástico duro a otro flexible. Los DEHP presentan
una baja solubilidad en el agua y alta en aceites, así como una baja volatilidad. Los
DEHP se usa con frecuencia en los esmaltes de uñas, adhesivos, masillas, pigmentos
de pintura, juguetes para niños y juguetes sexuales.
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Los DEHP es fácil encontrarlo en el medio ambiente debido al gran uso en plásticos,
pero no se evapora ni se disuelve en el agua fácilmente. Se adhiere firmemente a las
partículas del suelo. Los DEHP en el suelo o en agua pueden ser degradado por
microorganismos a compuestos que no hacen daño, pero no se degradan fácilmente
cuando está más profundo en el suelo o en el fondo de ríos o lagos. Se puede
encontrar en las plantas, peces y otros animales, en los animales que ocupan los
lugares más altos en la cadena alimentaria pueden degradar al DEHP, de manera que
los niveles en los tejidos son generalmente bajos (Agency for Toxic Substances and
Disease Registry, 2002).
• Alquifenoles. Los alquifenoles etoxilados son una clase de surfactantes usados en la
actualidad. Los alquifenoles etoxilados son más tóxicos que las substancias que les
dan origen y poseen la capacidad para imitar las hormonas naturales. Los niveles de
estos metabolitos alquifenoles etoxilados pueden inducir disrupción endrocrina en
la fauna acuática. Por las características de la molécula de los alquifenoles
(constituida por dos partes: el alquifenol y la parte etoxilada), hace que el
compuesto sea soluble en el agua y ayude a dispersar la grasa de las superficies
sucias del agua. Por lo que su uso es extendido en detergentes, agentes adherentes,
dispersantes, emulsificantes, solubilizantes y agentes espumantes. Se utilizan
también en diversas aplicaciones industriales, como son, por ejemplo el papel,
aceites y plásticos.
• Bisfenoles. El bisfenol A, BPA, es un compuesto orgánico con dos grupos funcionales
fenol. Se utiliza para hacer plásticos. Desde hace más de 50 años hay productos que
contienen bisfenol-A. El policarbonato de plástico, que es transparente, se usa para
fabricar una gran variedad de productos comunes, incluyendo botellas de plástico,
dispositivos médicos y dentales, CD y DVD, y electrodomésticos. Las resinas epoxi
que contienen Bisfenol-A se usan como recubrimiento de casi todas las latas de
comidas y bebidas. Productos pasados en BPA se usan en moldes de fundición y
como recubrimiento para tuberías de agua. Es un disrupctor endrocrino capaz de
causar desequilibrios en el sistema hormonal a concentraciones muy bajas con
posibles repercusiones sobre la salud.
• Agentes quelantes: agentes quelantes como el ácido etilendiaminotetraacético,
conocido también como EDTA y ácido nitrilotiracético, como también como NTA,
están presentes en los DSU (Weyrauch, y otros, 2010). Los EDTA tiene mayores
concentraciones en el agua superficial en Europa que en otros componentes
orgánicos de origen antrópico (Fimmel, 1989). Los agentes quelantes tienen el
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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potencial para perturbar la natural especiación1 de metales e influye la
biodisponibilidad de metales (Anderson, y otros, 1985) y su presencia en altas
concentraciones podría dirigir a la movilización de metales desde sedimentos,
consecuentemente presentando un riesgo en el agua (Müller, y otros, 1976). La
principal preocupación es debía a que los agentes quelantes como el EDTA se
biodegradan muy lentamente y por lo tanto, pueden permanecer en el medio
ambiente durante muchos años (Bucheli-Witschel, y otros, 2001). Los agentes
quelantes de origen antrópico del grupo de los aminopolicarboxilatos más
representativos son los EDTA y NTA. En la figura siguiente se muestra los diferentes
usos del EDTA:
Figura 12. Usos del EDTA (Frimmel, 1997), mencionada en (Nowack, y otros, 2005).
• Productos organohaologenados (siglas en inglés AOX). Este tipo de productos
proceden de a las actividades industriales. Los compuestos orgánicos halogenados
son casi siempre productos sintéticos de utilidad en sectores industriales debido a
sus propiedades: No son infamables, son buenos disolventes y tienen alta
reactividad, por lo que son utilizados como desengrasantes, insecticidas o en fluidos
hidráulicos. También se pueden originar por la cloración de las aguas o durante la
producción de la pasta de papel o algodón con derivados del cloro.
Estos compuestos cuando entran en contacto con el medio ambiente y a pesar de
que muchos de ellos son biodegradables, o sus vertidos son tratados en plantas
depuradoras, una parte de estos compuestos son estables química y biológicamente
y pueden permanecer en la naturaleza durante un largo período de tiempo.
La mayoría de los compuestos organohalogenados son organoclorados, por lo que
casi todos los estudios realizados sobre el control de vertidos, toxicidad, y niveles
1 Especiación: Se denomina especiación al proceso mediante el cual una población de una determinada especie da lugar a otra u otras especies.
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en el medio ambiente, se refieren a compuestos con uno o varios átomos de cloro en
la molécula.
Además, se han identificado contaminantes emergentes relacionados con los residuos
farmacéuticos en los DSU, tales como fármacos utilizados para (Global Water Research
Coalition, 2008):
• Tratamiento de las crisis epilépticas, como la carbamazepina.
• Antibióticos, como el sulfametoxazol.
• Antiinflamatorios, como el diclofenaco.
Y productos productos de cuidado personal (PCPs), de acuerdo con (Del Río, y otros, 2013)
que son agregados en los sedimentos disponibles dentro de las redes de saneamiento y
lavados durante los episodios de lluvia.
5.1.2. Variación horaria de la contaminación asociada a las aguas residuales
urbanas en tiempo seco
A lo largo del día, al igual que lo hacen los caudales, las concentraciones de los
contaminantes del agua residual varían. Sigue una curva similar a la que describe la
variación diaria de caudales, con puntas casi simultáneas. Por ejemplo son habituales
coeficientes punta de valor de 1.5 en las concentraciones de la DBO5. A continuación se
muestra, a modo de ejemplo, la evolución de los caudales y de concentraciones de
contaminación en la cuenca Triana-Los Remedios de Sevilla (figura 13 y 14):
Figura 13. Patrón de variación diario de la DBO5 en las aguas residuales urbanas de la
cuenca de Triana, Sevilla (M.M.A., 2002).
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59
Figura 14. Patrón de variación diario de los SS en las aguas residuales urbanas de la cuenca
de Triana, Sevilla (M.M.A., 2002).
A la hora de realizar el balance de masas movilizadas durante los episodios de lluvia, este
tipo de curvas son fundamentales para separar la contaminación de las aguas residuales
urbanas de la escorrentía urbana y de la resuspensión de los sedimentos. Además, el caudal
circulante de tiempo seco por la red de saneamiento tendrá su influencia en los DSU durante
un episodio de lluvia.
5.1.3. Conclusiones del apartado
En este apartado se ha hecho una revisión de los distintos contaminantes que contiene el
agua residual, así como de su variación diaria asociada a la curva de la demanda. Aparte de
los contaminantes como la materia orgánica, nutrientes y metales pesados, la Directiva
añade una lista de 33 contaminantes prioritarios, que aunque las cantidades son muy
pequeñas, tienen una alta toxicidad y su presencia en un medio acuático pueden originar
problemas de contaminación a largo plazo.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
60
5.2. Contaminantes asociados a los depósitos de sedimentos en el interior de las
conducciones unitarias
En este capítulo se describen las distintas capas contaminantes que tienen los depósitos de
sedimentos que se retienen en el interior de las conducciones unitarias. Estos depósitos son
el resultado del fenómeno de sedimentación – acumulación en el interior de las
conducciones y especialmente en zonas donde la velocidad del agua es inferior crítica de
arrastre, 0.6 m/s (Gooré Bi, y otros, 2015). El resultado es la acumulación en el fondo de los
tubos de las partículas contaminantes asociados a las aguas residuales urbanas en tiempo
seco.
En tiempo de lluvia, la velocidad del agua en el interior de las redes de saneamiento se
encuentra por encima a la velocidad crítica de arrastre (v=0.6 m/s) y esto sugiere que las
partículas que han sido acumuladas por la sedimentación en el sistema durante el periodo
seco, son resuspendidas en tiempo de lluvia (Gooré Bi, y otros, 2015). La mayoría de las
partículas acumuladas erosionadas en las redes de saneamiento urbanas son de naturaleza
orgánica, biodegradable y se movilizan progresivamente en los aguaceros a medida que la
energía del flujo aumenta (Gromaire, y otros, 2001). Así, de toda la contaminación
movilizada durante los aguaceros, entre el 26% y el 86% de los sólidos en suspensión
provienen de la erosión de los depósitos de sedimentos en el interior de las conducciones
(Gromaire, y otros, 2001).
5.2.1. Características y problemas ocasionados por las capas de
acumulación de sedimentos en redes de saneamiento unitarias
Los contaminantes asociados a las aguas residuales urbanas en tiempo seco van asociados
a partículas disueltas que acaban depositándose en las zonas de las redes de saneamiento
unitarias donde las velocidades de flujo son inferiores. Hay gran variedad de sedimentos
que pueden encontrarse dentro de las redes de saneamiento. Por un lado encontramos
partículas poco densas y pequeñas que se transportan como carga en suspensión, y llevan
una importante carga de contaminación. Su velocidad de sedimentación es baja y se
depositan únicamente en periodos secos. Por otro lado encontramos partículas grandes y
pesadas que forman parte del lecho de las conducciones de un modo cuasi-permanente. Se
movilizan en episodios con flujos muy energéticos. La presencia de sedimentos en las redes
de saneamiento provocan tres efectos: i) Obstrucción de conductos, ii) pérdida de sección y
de capacidad hidráulica de la red, y iii) capacidad de almacenamiento de contaminación:
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
61
• Obstrucción de los conductos: La acumulación de sedimentos en ciertos puntos de
la red puede generar una pérdida importante de sección que provocará una pérdida
en la capacidad de desagüe. Si la pérdida de la sección es importante, se generará
flujo en presión e incluso, si no existe suficiente gradiente hidráulico para que la tasa
de sedimento entrante sea igual a la saliente, la tubería acabará por bloquearse.
• Pérdida de sección y de capacidad hidráulica de la red: La capacidad de desagüe se
ve reducida debido a la pérdida de energía por el transporte de sedimentos. Los
depósitos de sedimentos introducen unas pérdidas de energía asociados a
mantenerlos en movimiento menor que si toda la carga de sedimentos se transporta
en suspensión. Pero la combinación de la pérdida de la sección transversal y el
incremento en la rugosidad por la textura de fondo reducen la capacidad hidráulica
de la red de un modo más notable, que cuando no existen depósitos.
• Son patrones de transporte o almacenamiento de contaminantes: Cuando se
producen las descargas de los sistemas unitarios (DSU), además de la contaminación
habitual de la escorrentía urbana, se vierte al medio receptor contaminación
procedente de los caudales típicos circulantes de las aguas residuales urbanas en
tiempo seco y de los sedimentos acumulados en la red de saneamiento unitaria.
Estos sedimentos son depositados durante el tiempo seco y durante las ramas de
descenso de los hidrogramas asociados a lluvias. El fenómeno de resuspensión tiene
bastante importancia en la contaminación del medio receptor. En la siguiente tabla
se muestra el balance de masas de contaminación en varias redes unitarias
europeas.
Tabla 6.Contribución a la contaminación movilizada por los sucesos de lluvia en varias
cuencas europeas (Gromaire, y otros, 2001).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
62
La variabilidad de los sedimentos encontrados en las redes de saneamiento depende del uso
y tamaño de las cuencas urbanas. Además, la contribución de los sólidos resuspendidos se
concentra en los puntos más elevados de las redes donde las velocidades son inferiores. En
estos puntos es donde hay mayor probabilidad de que se forme un lecho de sedimentos
permanentes (Gromaire, y otros, 2001) y (Oms, y otros, 2002).
La caracterización de los sedimentos es compleja y depende de muchos factores. Los
motivos más importantes son las condiciones locales de cada cuenca, la variabilidad
espacial y temporal de los propios sedimentos y las distintas técnicas de muestreo. Por eso,
a continuación se muestran dos estudios cuyos objetivos es darnos una idea de los que nos
podemos encontrar dentro de un tubo de una red de saneamiento unitaria. El primer
estudio que se muestra se realizó en redes de saneamiento unitarias en Gran Bretaña y el
segundo fue propuesto por un informe realizado por CIRIA (Construction Industry Research
and Information Association) llamado “Design of Sewer to Control Sediment Problems”.
5.2.2. Clasificación de los depósitos de sedimentos encontrados en el
interior de las conducciones unitarias de ciudades de Gran Bretaña
La primera clasificación de los sedimentos acumulados fue propuesta por (Crabtree, 1989)
en redes de saneamiento unitarias de Gran Bretaña. Los sedimentos se pueden clasificar en
5 grupos, desde A-E. La disposición de estos sedimentos en tuberías se muestra en el
siguiente esquema.
Figura 15. Depósitos típicos de sedimentos en las redes de saneamiento (Crabtree, 1989)
Los depósitos de sedimentos granulares (figura 15) de tipo A y B se encuentran
habitualmente en el fondo de las tuberías, tienen una densidad de 1800 Kg/m3 y están
asociados habitualmente a pérdidas de capacidad hidráulica en las redes. Aunque su
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63
contenido en materia orgánica es inferior al 7%, son la mayor fuente de contaminantes
(Butler, y otros, 2000). Estos sedimentos tienen un aspecto negruzco de tamaño milimétrico
(Oms, y otros, 2002).
Por encima de esta capa se dispone una capa inmóvil de material orgánico con espesor que
oscila entre 2 y 15 cm. En los grandes colectores tienen mayor cantidad de material de tipo
C mezclado con el A. Esta capa solo aparece en zonas donde:
• El flujo en tiempo seco es muy lento, con velocidades del orden de 10 cm/s.
• La pendiente del colector de hormigón es inferior al 0.05%.
• La capa inferior de sedimentos gruesos genera piscinas y remansos.
Figura 16. Fotografía encontrados de los sedimentos encontrados en las redes unitarias
(Oms, y otros, 2002).
En algunas zonas con remansos y flujos muy lentos, y por encima de la capa de material
orgánico, puede existir una capa de material muy claro, con apariencia cremosa, como un
gel y estructura muy frágil (Oms, y otros, 2002). El espesor máximo de estas capas es de
unos 15 cm en las zonas altas de uno de los colectores analizados. Las biopelículas son
importantes porque son fácilmente erosionables y son las que aporta mayores demandas
de oxígeno (Butler, y otros, 2000)
Como se ha comentado, la resuspensión de estas capas superficiales durante los sucesos de
lluvia es muy importante. La carga de DBO5 presente en el estrato orgánico oscila entre 0.20
y 0.60 g DBO5/g de material sedimentado, con un valor medio de 0.40 g DBO5/g. En términos
de DQO el intervalo de variación oscila entre 0.45 y 1.90 g DQO /g, con un valor medio de
1.38 g DQO /g.
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64
5.2.3. Clasificación de los depósitos de sedimentos encontrados en el
interior de las conducciones unitarias propuesta en el informe del
CIRIA
A continuación se presenta otra clasificación para caracterizar los sedimentos presentes en
las redes de alcantarillado. Esta clasificación fue propuesta en el informe del CIRIA
(Construction Industry Research and Information Association) “Design of Sewer to Control
Sediment Problems” (Ackers, y otros, 1996). Los sedimentos se diferencian:
• Sedimentos fecales: presentes en redes de saneamiento unitarias.
• Sedimentos pluviales: presentes en las redes de saneamiento unitarias y separativas
de pluviales.
• Sedimentos granulares: presentes en las redes de saneamiento unitarias y
separativas de pluviales.
Esta clasificación hace referencia al origen de los sedimentos y a su modo de transporte, ya
que aunque los sedimentos pluviales y granulares se originan en la superficie de la cuenca
y no exista una barrera clara entre ambas fracciones, los primeros se transportan en
suspensión y los segundos por el fondo. En la Tabla 7 se resumen las características de los
distintos tipos de sedimentos.
Tabla 7. Clasificación de los sedimentos móviles encontrados en las redes de saneamiento
(Ackers, y otros, 1996).
En la siguiente figura se muestra un gráfico en el que se pueden observar las características
de porcentaje en peso y la concentración en mg/l según la granulometría de los sedimentos
fecales presentes en las redes de saneamiento unitarias. Los sedimentos fecales son
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
65
fundamentalmente de naturaleza orgánica, con un porcentaje medio que oscila entre el 65%
y el 75% del total. Poseen una densidad específica baja, inferior al 1.6, y consecuentemente
una baja velocidad de sedimentación (o caída), con valores habituales en torno a 1.5 m/h.
Figura 17. Granulometría de sedimentos fecales (Ackers, y otros, 1996).
Por otro lado, los sedimentos pluviales que también pueden encontrarse en redes de
saneamiento unitarias, tienen una cuarta parte de materia orgánica (figura 18). Las
densidades específicas son inferiores a 1.5 y cerca del 90% es inferior a 100 µm.
Figura 18. Granulometría de los sedimentos pluviales (Ackers, y otros, 1996).
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5.2.4. Conclusiones del apartado
La composición de los sedimentos varía según el material disponible para el transporte
(partículas) dentro de la red, las condiciones de flujo existentes y las condiciones locales de
la cuenca, así que los dos estudios comentados en este apartado muestran resultados locales
de las cuencas urbanas unitarias estudiadas. La acumulación de sedimentos dentro de las
redes de saneamiento es importante. En tiempo de lluvia estos sedimentos pueden ser
resuspendidos y movilizados debido al incremento de la velocidad del flujo de agua que se
produce en el interior de las redes de saneamiento unitarias.
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5.3. Contaminantes atmosféricos
El agua de lluvia no está totalmente limpia antes de caer a la superficie de una cuenca
urbana. Ya que los contaminantes presentes en la atmósfera son atrapados por la lluvia
durante su caída. En las gráficas siguientes se muestran a modo de ejemplo la variabilidad
de ph, conductividad, turbidez, sólidos en suspensión, nitratos y zinc en el agua de lluvia
durante un episodio de lluvia según el uso de la cuenca. Los valores de plomo, que no han
sido representados, pueden llegar a 1 mg Pb/m3. Actualmente las normativas ambientales
afortunadamente restringen las emisiones de este metal pesado y puede que este valor sea
bastante menor.
Figura 19. Contaminación del agua de lluvia. Datos de (Thomas, y otros, 1993)
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5.4. Contaminantes asociados a la escorrentía urbana en tiempo de lluvia
En este apartado se describe la contaminación que recoge el agua durante su recorrido
desde su caída a la superficie de la cuenca hasta su entrada por un imbornal a la red de
saneamiento. Númerosos estudios concluyen que agua pluvial arrastra contaminantes
haciendo un efecto lavado, tanto a su paso a través de la atmósfera como de la superficie de
la cuenca urbana. Entre el 7% y el 32% de los sólidos en suspensión con respecto a los
totales vertidos en un episodio DSU proceden de la escorrentía urbana en tiempo de lluvia
(Gromaire, y otros, 2001).
5.4.1. Fuentes de contaminación de la escorrentía urbana
Sobre las superficies urbanas se depositan gran cantidad de contaminantes durante el
tiempo seco, estos contaminantes dependen de la actividad que se desarrolle en la cuenca
urbana (comercial o puramente residencial), directamente relacionado con lo frecuentada
que esté una calle. Hay estudios que muestran valores de contaminantes desglosados por
tipo de tejado, o la influencia de los espacios arbolados. Todas estas superficies urbanas
aportaran gran cantidad de contaminación que debe de ser retenida antes de que el
volumen de escorrentía sea vertido al medio receptor. A continuación se describen las
fuentes más comunes que se depositan durante el tiempo seco sobre las superficies
urbanas:
• Residuos animales: los animales que viven en los centros urbanos generan residuos
que acaban depositándose en las superficies y que al final son arrastrados por la
escorrentía cuando llueve. Los residuos de los animales aportan virus, bacterias y
gran cantidad de nutrientes a las aguas de escorrentía. Los microorganismos pueden
incluir patógenos que son causantes de enfermedades. Las aguas de escorrentía
pueden aportar entre 104 y 105 UFC/100mL (EPA, 1983).
• Basuras y residuos: las actividades humanas generan gran cantidad de residuos
sólidos que acaban depositados en las superficies de las calles. Materiales como
papeles, cartones, residuos textiles, madera, goma, vegetales, hojas, colillas, botellas
y vidrios rotos, latas, plásticos, y polvo en general, por acción de procesos de
degradación física y/o química, dichos residuos se degradan facilitándose su
transporte por las aguas de escorrentía.
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• Tráfico rodado: el plomo y el zinc son los materiales más abundantes en la
escorrentía urbana (Christensen, y otros, 1979). El zinc presente en los neumáticos
de los coches es una fuente importante para la escorrentía urbana. Otras fuentes
menos importantes son el desgaste de los frenos que aportan hierro, bario o cesio y
las emisiones de los motores aportan plomo, que se asocia con las partículas más
finas. Otras fuentes de contaminación que provienen del tráfico rodado son el goteo
de los aceites y lubricantes, el deterioro de los vehículos. Las zonas de frenada, como
un semáforo, la concentración de zinc es hasta 9 veces superior al habitual
(Hontoria, 1985). En la figura que se muestra a continuación se presentan los
principales compuestos generados por el tráfico rodado según su origen.
Figura 20. Contaminación generada por el tráfico rodado datos de (Sansalone, y otros, 1997)
• Erosión de los pavimentos: Las partículas que tienen su origen en los pavimentos
son agregados en varios materiales y contaminan la escorrentía. El mayor o
menor aporte de estas cargas contaminantes dependen de factores como la edad
y el estado de conservación de los pavimentos, las condiciones climáticas locales
o el derrame de disolventes.
• Desgaste de fachadas y corrosión de cubiertas y tejados: la acción erosiva de los
agentes atmosféricos provocan el deterioro de las fachadas y tejados, y las
partículas que se desprenden son arrastradas por la escorrentía.
• Jardinería: Para el cuidado de los parques y jardines de las ciudades se utilizan
fertilizantes, plaguicidas y herbicidas que acaban siendo lavados y arrastrados
por la escorrentía.
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• Uso de sal para el deshielo: el deshielo de la nieve es un mecanismo que genera
aguas de escorrentía. Los caudales generados por este mecanismo son bajos,
pero permanecen en el tiempo durante días y eliminan una fracción significante
de los contaminantes depositados en la superficie. Los principales
contaminantes que pueden acompañar a la nieve son cloruros y plomo. En
general, el problema de la contaminación por la nieve está asociado a los sólidos
en suspensión.
• Superficies no protegidas: en las zonas urbanas existen terrenos o solares sin
edificar. estos suelos están expuestos a procesos de erosión por el viento o
lluvia. Las partículas erosionadas pueden ser arrastradas a zonas hidrológicas
activas durante los episodios de tormenta y contribuir a la contaminación de las
aguas de escorrentía.
• Terrenos con obras: la cantidad de sedimentos aportados por las zonas de
terrenos con construcción pueden variar considerablemente. Hay estudios que
han demostrado que las cargas de sedimentos pueden ser del orden de 23,29 a
30,14 g/(m2·día). En un periodo de tiempo pequeño estos terrenos pueden
contribuir con más sedimentos a los medios receptores que lo que normalmente
ocurriría en varias décadas (ASCE - WEF, 1993). El polvo generado en estos
terrenos está acompañado por aceites y lubricantes de la maquinaria utilizada
en la construcción. También pueden estar presentes residuos de la corrosión de
materiales y lixiviados de la basura.
Los contaminantes tienden a concentrarse en zonas determinadas de las calles,
dependiendo de la acción de la turbulencia generada por el viento y la inducida por el
tráfico. La influencia de las cunetas o medianas, y los coches estacionados provoca
concentraciones de polvo y suciedad en estas zonas.
Antes de comenzar a describir los tipos de contaminantes aportados y analizados en
distintos estudios por las distintas superficies urbanas a la escorrentía urbana en tiempo de
lluvia, se muestra la tabla en la que se muestran los rangos que deben de cumplir los
contaminantes analizados dentro de un volumen de agua de escorrentía superficial para que
sea clasificada como con concentración baja o alta. En la tabla se dan valores de la demanda
química de oxígeno, nutrientes, metales pesados, aceites y HAPs:
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
71
Tabla 8. Clasificación de la escorrentía urbana en tiempo de lluvia (Stockholm Vatten, 2001)
5.4.2. Contaminación de la escorrentía urbana en función de las distintas
superficies urbanas
Dependiendo del tipo de superficie urbana analizada, habrá unos contaminantes u otros,
dependiendo también de sus usos y materiales de construcción. La sedimentación
atmosférica es un proceso que ocurre sobre todas superficies de la ciudad, siendo en los
tejados la principal fuente de contaminantes. En las demás superficies de una cuenca
urbana, encontramos aparte de esta sedimentación atmosférica, otros contaminantes
relacionados con la actividad humana predominante o relacionados también con el desgaste
de los materiales del tipo de superficie.
Así, las superficies ajardinadas, aportará escorrentía con mayor concentración de sólidos en
suspensión y de materia orgánica con respecto a superficies pavimentadas (Gromaire, y
otros, 2001). La actividad peatonal es también importante para la acumulación de
contaminantes en una cuenca urbana, especialmente si hay cierta actividad comercial. Sin
embargo, en una avenida situada en el centro de una ciudad, la mayor contribución de
contaminantes es debida al tráfico rodado, aparte de las actividades comerciales que se
desarrollen en ella, como pueden ser la llevada a cabo por los restaurantes y los talleres
(Wang, y otros, 2012). Así, en consonancia, en un estudio realizado en Reino Unido
demuestra que la mayor carga contaminante procede de las avenidas urbanas con actividad
comercial, donde los sólidos acumulados en un día por unidad de superficie están en torno
a 149 mg SS/m2 (figura 21):
Orden de magnitud de
concentraciones
Bajas Altas ARU media DQO 25 -60 SST (mg/L) < 50 > 175 Ntot (mg/L) < 1.25 > 5.0 Ptot (mg/L) < 0.1 > 0.2 Pb (µg/L) < 3.0 > 15.0 65 Cd (µg/L) < 0.3 > 1.5 2 Hg (µg/L) < 0.04 > 0.20 2 Cu (µg/L) < 9.0 > 45.0 70 Zn (µg/L) < 60.0 > 300 200 Ni (µg/L) < 45.0 > 225 25 Cr (µg/L) < 15.0 > 75 25 Acites (mg/L) < 0.5 > 1.0 HAP (µg/L) < 1.0 > 2.0
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
72
Figura 21. Acumulación de sólidos en varias cuencas urbanas. Datos de Mence y Harnan
1978, citados en (Ackers, y otros, 1996).
Además, en cuanto a la diversidad de contaminantes encontrados por unidad de superficie
de cuenca urbana, podría ser atribuido, aparte de las características de la acumulación de la
contaminación en las diferentes superficies urbanas, a los efectos físicos-químicos durante
la escorrentía (Wang, y otros, 2012).
Como se puede observar en el gráfico representado por la figura 22, la mayoría de las cargas
de contaminación se encuentran en las zonas comerciales, autopistas y aparcamientos, en
este orden. Por otro lado, en las zonas más permeables, como son las zonas residenciales de
baja densidad y parques, hay menos carga de contaminación (figura 22) (Burton, y otros,
2002), en la ciudad de Portland (EEUU):
Figura 22. Cargas de sólidos totales, sólidos en suspensión totales, DBO5 y DQO en la
escorrentía superficial urbana en mg/(m2·día). Datos de (Burton, y otros, 2002).
Si nos centramos en la cuenca Parisina de Le Marais, vemos que se sigue cumpliendo que en
las calles es donde el agua de escorrentía arrastra mayor carga de contaminación (97 SS
mg/l), y en los patios, donde menos (17 SS mg/l) figura 23(Gromaire, y otros, 2001):
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
73
Figura 23. Carga de concentración media de los SS, SSV, DQO y DBO5 en los diferentes tipos
de escorrentía en la cuenca urbana de Le Marais. Datos de (Gromaire, y otros, 2001).
La ciudad China de Chongqing destaca por las elevadas cargas de contaminación, aunque se
sigue cumpliendo proporcionalmente la dicho anteriormente para las ciudades de Portland
y París. La carga contaminante que arrastra la escorrentía urbana en esta ciudad procedente
de la avenida en el centro de la ciudad es de 631 mg SST/l, y por el contrario, las superficies
más limpias corresponden a la cuenca urbana de la universidad, la cual tiene una superficie
elevada de zonas verdes, un 45%, tiene una carga contaminante (31 mg SST/l) (figura 24)
(Wang, y otros, 2012).
Figura 24. Distribución de los valores medios de los contaminantes en la escorrentía
superficial en los seis usos del suelo (mg/L). Datos de (Wang, y otros, 2012).
Normalmente la mayor concentración de metales pesados se suelen encontrar en las
superficies de las calles, avenidas y autovías, mayor cuanto mayor es el volumen de tráfico.
Y por el contrario menores en zonas residenciales de baja densidad con abundancia de
zonas verdes (figura 25). Por lo que las características de los contaminantes de la
escorrentía de las calles es diferente dependiendo de lo frecuentada que esté, dependiendo
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
74
directamente del tráfico y de las actividades comerciales que se desarrollen en ella (Wang,
y otros, 2012).
Figura 25. Cargas de contaminación por metales pesados en escorrentía urbana
mg/(m2·día). Datos de (Burton, y otros, 2002).
En China se han llegado a encontrar valores de hierro muy elevados, especialmente en una
avenida urbana con elevado tráfico (1800 vehículos/día), del orden de 11.8 mg Fe/l, seguido
de la zona comercial, del orden de 9.2 mg Fe/l. Los siguientes metales pesados más
presentes en la avenida urbana son el zinc, con 0.69 mg Zn/l, y el plomo, con 0.59 mg Pb/l
(Wang, y otros, 2012).
Figura 26. Concentración de los metales pesados en la escorrentía urbana en distintos usos
del suelo. Datos de (Wang, y otros, 2012).
La concentración de los metales pesados también está relacionada con el tipo de superficie
sobre por la que el agua de escorrentía circula, por ejemplo, en la cuenca urbana parisina de
Le Marais, los tejados están construidos por láminas de Zinc, por lo que el agua de
escorrentía proveniente de los tejados tiene un alto contenido en zinc (2.99 mg Zn/l),
superando incluso a la carga encontrada en las calles, que está en torno a (0.59 mg Zn/l)
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
75
(Gromaire, y otros, 2001), valor muy parecido al encontrado en la avenida en ciudad de
Chongqing (China), de 0.69 mg/l (Wang, y otros, 2012).
Figura 27. Carga de concentración media de los metales pesados Pb, Cu, Pb y Zn en los
diferentes tipos de escorrentía en la cuenca urbana de Le Marais. Datos de (Gromaire, y
otros, 2001).
5.4.3. Relación de los contaminantes con el tamaño del sedimento
En cuanto al tamaño de las partículas contaminantes, la mayor parte están asociadas a las
fracciones más finas, aunque la proporción de materiales inferiores a 43 micras supone un
porcentaje muy pequeño de toda la masa movilizada, tal y como se puede observar en la
gráfica de la figura 28, que muestra la distribución del tamaño de las partículas en las
cunetas de las calles (Sartor, y otros, 1972).
Figura 28. Distribución del tamaño de las partículas en las cunetas de las calles. Datos de
(Sartor, y otros, 1972).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
76
La distribución de los contaminantes según el tamaño de las partículas, (Azafra, y otros,
2005) indican que la fracción inferior a 63 micras presenta mayores concentraciones para
todos los metales excepto para el cobre, donde la máxima concentración se obtiene en las
partículas de 250 micras. El zinc es el único metal en el que la concentración disminuye
constantemente con el tamaño de las partículas. Para los demás metales, la concentración
tiende a aumentar en las fracciones comprendidas entre las 250 y las 500 micras, volviendo
a disminuir de forma constante con el tamaño de las partículas.
Figura 29. Contenido medio de metales mg/g de materia seca en la calzada del Bulevar
Ronda Rufino Peón, Torrelavega (Azafra, y otros, 2005).
Se observa que la concentración de algunos contaminantes disminuye a medida que el
tamaño de las partículas aumenta. Indistintamente del uso general de la cuenca (comercial,
industrial y residencial), en varias cuencas urbanas de la ciudad de Portland (figuras 30 y
31). Pasando, por ejemplo en una zona residencial, de 64.8 mg DQO/g ST de partículas con
un diámetro inferior a 63 µm, a un valor inferior de 45.1 mg DQO/g ST en partículas con un
diámetro superior a 250 µm (figura 30).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
77
Figura 30. Proporción de la DQO encontrado en los sólidos totales de áreas pavimentada.
Datos de (Sutherland, y otros, 1998).
Figura 31. Proporciones de NTK, P total, Pb y Zn encontrados en los sólidos totales de áreas
pavimentadas (Sutherland, y otros, 1998).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
78
5.4.4. Conclusiones del apartado
La contaminación de la escorrentía urbana en tiempo de lluvia varía en función de las
superficies por la que atraviese, el estado de los materiales y las actividades humanas que
en la cuenca urbana se desarrollen. En las avenidas urbanas con actividad comercial es
donde se registra el mayor aporte de contaminación, comparado con otras superficies
urbanas, y en las zonas residenciales de baja densidad es donde hay menos aporte de
contaminación. Por otro lado, hemos visto la relación que tiene el tamaño del sedimento,
normalmente las partículas con mayor tamaño tienen menores contaminantes agregados,
pero son las partículas de mayor tamaño las más numerosas. Según el trabajo de (Sartor, y
otros, 1972), en cuanto a los sólidos en suspensión:
• Los sedimentos contienen contaminación que aparece en la escorrentía urbana.
• Los sedimentos se pueden considerar como la principal fuente de contaminación de
las aguas de escorrentía en entornos urbanos.
• Su componente principal es inorgánica, con características similares a las arenas y
limos.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
79
5.5. Conclusiones generales del capítulo 5
El agua que se movilizada durante los episodios de lluvias contiene un elevado contenido
contaminante. Esta contaminación es la suma de las cuatro fuentes: i) contaminación
asociada a las aguas residuales urbanas en tiempo seco, ii) contaminantes asociados a los
depósitos de sedimentos en el interior de las conducciones unitarias, iii) contaminantes
atmosféricos y iv) contaminantes de la escorrentía urbana en tiempo de lluvia.
Estas cuatro fuentes aportan gran cantidad de materia orgánica, nutrientes, bacterias,
metales pesados, compuestos químicos, productos farmaceúticos y de cuidado personal que
algunos de ellos podrían ser altamente nocivos para la vida piscícola aunque estén en
proporciones muy pequeñas.
Por otro lado, la contaminación va asociada a partículas de sedimento de distinto tamaño,
aunque las partículas de mayor diámetro tienen menos contaminantes asociados, son las
más numerosas y tienen mayor densidad.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
80
6. CONTAMINACIÓN E IMPACTOS DE LOS VERTIDOS EN LOS MEDIOS ACUÁTICOS
RECEPTORES
Una red de saneamiento urbana unitaria conduce agua procedente de la escorrentía urbana
en tiempo de lluvia, agua residual urbana en tiempo seco y a veces, agua industrial en la
misma tubería. Normalmente, estos sistemas están preparados para transportar el volumen
total a la estación depuradora de aguas residuales en tiempo seco. Sin embargo, ciertos
episodios de lluvia pueden derivar en un volumen de escorrentía tal que, mezclados con el
volumen de aguas residuales e industriales que hay en la red de saneamiento en el momento
de la lluvia, pueden superar la capacidad del sistema (mezclada con la escorrentía) y
desbordar al medio receptor.
Para la protección de la calidad y el hábitat de los sistemas acuáticos se debe reducir al
máximo los impactos provocados por la alteración del régimen hidrológico-hidráulico de la
cuenca y por la llegada de contaminantes. Sin embargo, una de las principales razones de la
persistencia de la mala calidad de las aguas de los ríos es el escaso o nulo control de las DSU.
Los efectos de tales vertidos sobre las masas de agua receptoras continúan siendo unos de
los principales problemas de gestión en las redes de saneamiento. Por lo que la gestión del
agua de escorrentía en las ciudades es el principal cambio en la planificación urbana, debido
al constante incremento de las áreas urbanas (Wanger, y otros, 2009).
En la figura 32 se muestra una cuenca urbana constituida por una red de saneamiento
urbana unitaria funcionando en tiempo seco (izquierda) y en tiempo de lluvia (derecha),
donde se refleja los DSU en un río (figura 32).
Figura 32. Esquema de la interacción de una red de saneamiento con el medio receptor. Lado
derecha en tiempo seco e izquierda en tiempo de lluvia. (Del Río, 2011).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
81
La medición y el control de los DSU no ha sido abordado en detalle en las legislaciones de
agua hasta que apareció la Directiva Marco del Agua en el año 2000, la cual requiere el buen
estado ecológico y químico de las masas aguas superficiales en los países miembros de la
Unión Europea. La Directiva del tratamiento de aguas residuales (Urban Waste Water
Treatment Directive, en adelante UWWTD) no es precisa en el campo del vertido de agua
residuales y sugiere que la medida de control podría estar basada en: i) dilución, ii)
capacidad en el tratamiento de la planta o iii) en la frecuencia de derrame (Zabel, y otros,
2001). La UWWTD ha sido actualizada para tener en cuenta las regulaciones en materia de
los vertidos en tiempo de lluvia. En España, el Real Decreto 1290/2012, del 7 de Septiembre
establece un marco para limitar la contaminación en las aguas superficiales limitando la
escorrentía urbana, con algunas de las siguientes proposiciones:
• Construcción de redes de saneamiento urbanas separativas en los nuevos
desarrollos industriales, estableciendo un tratamiento de las aguas de escorrentía
independiente del tratamiento de las aguas residuales.
• La mejora de las instalaciones de las redes de saneamiento para evitar vertidos de
los sólidos.
• Construcción de las instalaciones convenientes para interceptar las primeras aguas
de escorrentía (también conocidas como efecto de “First Flush”), las cuales
contienen el nivel más alto de contaminación (Bertrand-Krajewski , y otros, 1997),
como tanques de tormentas (Manual de Tanques de Tormentas) o tanques anti-DSU.
Este marco legal establecido demanda un estricto control de los vertidos en tiempo de lluvia,
que deben de ser contabilizados desde las redes de saneamiento. Por eso hoy en día la
reducción de las masas movilizadas en las DSU se está convirtiendo en uno de los principales
objetivos de los organismos municipales para recuperar la calidad de las masas de aguas y
para cumplir con la nueva legislación europea (Puertas, y otros, 2008).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
82
6.1. Contaminación total emitida y correlaciones entre contaminantes durante
los episodios DSU
En este apartado se quiere justificar el uso de los sólidos en suspensión como patrón en la
modelización del comportamiento del resto de contaminantes presentes en cuencas
urbanas unitarias. Describiendo estudios en los que se concluye que la contaminación se
presenta en forma particulada en los DSU y que los sólidos en suspensión tienen buenas
correlaciones con otros contaminantes, como son: la materia orgánica e inorgánica (DBO y
DQO), los metales pesados e hidrocarburos.
6.1.1. Contribución de cada fuente a la contaminación total
La contaminación asociada a las descargas de los sistemas unitarios (DSU) procede de
cuatro fuentes distintas, que forman parte de la suma a la contaminación total, tal y como se
muestra en la siguiente ecuación, ya mostrada en el capítulo 1:
ó [3]
En la cuenca urbana de Le Marais (París), la erosión de los depósitos de sedimentos
almacenados en las redes de saneamiento urbanas es la fuente fundamental de SS, SSV, DQO
y DBO5. Así, de toda la contaminación movilizada durante los aguaceros, entre un 26% y un
86% de la contaminación total proviene del arrastre de los depósitos de sedimentos
acumulados dentro de las redes de saneamiento urbanas, mientras que la escorrentía
superficial en tiempo de lluvia produce menos de un 30% de la contaminación total, siendo
el restante el aportado por las aguas residuales urbanas en tiempo seco, entre el 2% y el
60% (Gromaire, y otros, 2001)(ver la figura 33).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
83
Figura 33. Contribución de las distintas fuentes a los sólidos en suspensión movilizados
durante la lluvia (Gromaire, y otros, 2001).
Si hablamos en términos medios de aporte de sólidos en suspensión, el agua residual urbana
en tiempo seco aporta el 20% del total, la erosión de los depósitos de sedimentos en el
interior de las conducciones unitarias aportan el 63%, mientras que la escorrentía urbana
en tiempo de lluvia junto a la atmosférica contiene aporta el 17%. De esta manera, la
ecuación de la contaminación vertida durante un episodio de lluvia se escribiría de la
siguiente manera para valores medios de sólidos en suspensión (Gromaire, y otros, 2001):
,, 0,2 ' ,, 0,63 ' ,, 0,17 ' ,, [8]
Donde:
,, ; Sólidos en suspensión vertidos en tiempo de lluvia.
,, 0,2 ' ,,; Sólidos en suspensión de las aguas residuales
urbanas en tiempo seco
,,ó 0,63 ' ,,; Sólidos en suspensión de los depósitos de
sedimentos en el interior de las conducciones unitarias.
,, ,,í 0,17 ' ,,; Son los contaminantes atmosféricos y los
de la escorrentía urbana en tiempo de lluvia.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
84
6.1.2. Valores de contaminación total emitida al medio receptor en tiempo
de lluvia
A continuación se muestran estudios que tratan de cuantificar la contaminación total
emitida por los DSU. En el “Programa Nacional de Medición de Descargas de Sistemas
Unitarios” (PROMEDSU), proyecto promovido por el Ministerio de Medio Ambiente, se
caracterizó la contaminación vertida al medio receptor por los DSU entre mayo de 2000 y
abril de 2001 (M.M.A., 2002).
El estudio consistió en la ubicación de equipos de medida de parámetros de calidad de aguas
en el saneamiento de cinco cuencas urbanas pertenecientes a otras tantas ciudades
españolas. Las cinco ciudades elegidas fueron: Madrid, Barcelona, Vitoria, Sevilla y Valencia.
A continuación se presenta una tabla con las concentraciones máximas de los sucesos
caracterizados en el PROMEDSU. Los valores obtenidos en este programa se presentan con
las características de los contaminantes movilizados en la cuenca urbana de Cancelón en
Santiago de Compostela. Y se puede apreciar que las características de la cuenca de Santiago
de Compostela y el régimen de lluvias de esta ciudad dan como resultado valores bajos de
concentraciones máximas de contaminantes, a excepción de los sólidos en suspensión
totales (SST) y el NTK, en donde los valores son muy parecidos.
La media de las máximas concentraciones en las cinco ciudades de los sólidos en suspensión
totales es de 2756 mg SS/l, siendo la mínima la registrada en Valencia, con 1197 mg SS/l y
la máxima en Sevilla, con cerca de los 4000 mg SS/l (tabla 9). Estas concentraciones
máximas posiblemente se registren en el principio de las tormentas, en el efecto lavado que
produce las primeras aguas de escorrentía urbana en tiempo de lluvia. Este fenómeno se
conoce como First Flush y se comentará con mayor detalle más adelante en este capítulo 6:
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
85
Tabla 9. Comparación de los valores de concentraciones máximas instantáneas obtenidos en
la cuenca “Cancelón” con el resto de cuencas estudiadas en el PROMEDSU (Beneyto, 2004).
En cuantos a valores de la concentración media de sucesos, referida a los sólidos en
suspensión totales, encontramos que la media de las cinco ciudades ronda el valor de
500 mg SS/l, siendo el mínimo valor en Valencia, de 229 mg SS/l, y el máximo valor en
Sevilla, de 733 mg SS/l (tabla 10):
Tabla 10. Comparación de las CMS de la cuenca urbana unitaria Cancelón con el resto de
cuencas estudiadas en el PROMEDSU (Beneyto, 2004).
En la ciudad de Montreal (Canadá), hicieron un estudio similar para el análisis de los
contaminantes vertidos durante los episodios de lluvia en una cuenca urbana unitaria de
tipo residencial de mediana densidad. En esta ciudad se registran valores inferiores a los
encontrados en el PROMEDSU, ya que para la concentración media de suceso, encontramos
un valor medio para los sólidos en suspensión totales de 187 mg SS/l y de 730 mg SS/l, de
valor máximo.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
86
Tabla 11. Concentraciones medias medidas en Longueuil (Gooré Bi, y otros, 2015).
Los contaminantes vertidos muestran una correlación positiva con el tiempo seco
antecedente, lo que sugiere que los contaminantes se acumulan durante el tiempo seco
antes de los episodios de lluvia (Gooré Bi, y otros, 2015). De ahí se podría deducir que la
disparidad en la concentración de los contaminantes entre las distintas ciudades depende
del régimen de lluvias y de la zona.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
87
6.2. Correlaciones entre los contaminantes vertidos en tiempo de lluvia con los
sólidos
Si nos centramos en las correlaciones entre contaminantes vertidos, hay una clara relación
entre la concentración de sólidos en suspensión, la carga orgánica e inorgánica (DBO, DQO)
y metales pesados, así como la correlación entre los sólidos en suspensión y sólidos en
suspensión volátiles con la turbidez es bastante alta.
Las correlaciones de la DQO y DBO5 con los sólidos en suspensión, son muy altas, de 0.84 y
0.81 respectivamente, y las correlaciones encontradas los sólidos en suspensión con los
metales pesados disueltos, zinc y plomo, son de 0.66 y 0.72, y con los hidrocarburos se eleva
a 0.82. Por otro lado, la correlación entre los sólidos en suspensión y la turbidez es de 0.62,
este valor sube a 0.77 si la correlación se hace con los sólidos en suspensión volátiles (Tabla
12). En la siguiente tabla, se muestran coeficientes de correlación para valores de
Concentración Máxima de Suceso (PROMEDSU, 2004), y en las figuras 34 y 35 se muestran
los ajustes de los sólidos en suspensión con la DQO y los hidrocarburos disueltos.
Tabla 12. Correlación entre distintos contaminantes encontradas en el proyecto PROMEDSU
(Puertas, y otros, 2008).
Concentración máxima
DQO DBO5 COT NTK NH4+ P-total SS SSV SD SDV ST TurbidezCond. Temp pH Cu (dis) Zn (dis) Pb (dis) HC (dis)
DQO 1.000 0.916 0.506 0.631 0.5189 0.5211 0.8376 0.9073 0.2762 0.1494 0.6867 0.8472 -0.091 -0.024 -0.17 0.527 0.7338 0.5318 0.7064
DBO5 0.916 1.000 0.345 0.5168 0.4987 0.4339 0.8071 0.8799 0.2379 0.1624 0.6971 0.7834 -0.159 -0.02 -0.155 0.3829 0.8272 0.6779 0.8427
COT 0.506 0.345 1.000 0.1301 0.177 0.0538 0.2457 0.4159 0.4378 0.3476 0.332 0.8213 -0.301 -0.694 -0.708 0.1337 0.3422 0.0095 -0.017
NTK 0.631 0.517 0.130 1 0.896 0.7791 0.4609 0.4817 0.2805 0.1823 0.4157 0.4532 0.434 0.2949 0.2182 0.3813 0.3716 0.1084 0.3101
NH4+ 0.519 0.499 0.177 0.896 1 0.6861 0.3047 0.3929 0.3134 0.2117 0.3328 0.4267 0.4237 0.1405 0.1051 0.4086 0.5402 0.1924 0.2139
P-total 0.521 0.434 0.054 0.7791 0.6861 1 0.4967 0.4326 -8E-05 -0.091 0.2542 0.285 -0.042 0.1444 -0.027 0.4423 0.3473 0.3061 0.3645
SS 0.838 0.807 0.246 0.4609 0.3047 0.4967 1 0.9355 0.202 0.0733 0.7972 0.6201 -0.297 0.0626 -0.168 0.5739 0.6597 0.7197 0.823
SSV 0.907 0.880 0.416 0.4817 0.3929 0.4326 0.9355 1 0.3311 0.1923 0.818 0.7744 -0.24 -0.04 -0.246 0.604 0.8048 0.7399 0.8
SD 0.276 0.238 0.438 0.2805 0.3134 -8E-05 0.202 0.3311 1 0.9704 0.7279 0.5214 0.2615 0.1214 0.0647 -0.062 0.3537 0.0964 0.2524
SDV 0.149 0.162 0.348 0.1823 0.2117 -0.091 0.0733 0.1923 0.9704 1 0.6481 0.4331 0.2812 0.1404 0.1097 -0.28 0.2248 -0.016 0.2195
ST 0.687 0.697 0.332 0.4157 0.3328 0.2542 0.7972 0.818 0.7279 0.6481 1 0.6818 -0.036 0.166 -0.022 0.2786 0.6487 0.5722 0.7665
Turbidez 0.847 0.783 0.821 0.4532 0.4267 0.285 0.6201 0.7744 0.5214 0.4331 0.6818 1 -0.2 -0.385 -0.468 0.2184 0.6349 0.3298 0.4829
Cond. -0.091 -0.159 -0.301 0.434 0.4237 -0.042 -0.297 -0.24 0.2615 0.2812 -0.036 -0.2 1 0.6285 0.7359 -0.034 -0.13 -0.433 -0.213
Temp -0.024 -0.020 -0.694 0.2949 0.1405 0.1444 0.0626 -0.04 0.1214 0.1404 0.166 -0.385 0.6285 1 0.9546 0.0791 -0.04 0.0681 0.3028
pH -0.170 -0.155 -0.708 0.2182 0.1051 -0.027 -0.168 -0.246 0.0647 0.1097 -0.022 -0.468 0.7359 0.9546 1 -0.077 -0.186 -0.131 0.098
Cu (dis) 0.527 0.383 0.134 0.3813 0.4086 0.4423 0.5739 0.604 -0.062 -0.28 0.2786 0.2184 -0.034 0.0791 -0.077 1 0.6244 0.5955 0.2878
Zn (dis) 0.734 0.827 0.342 0.3716 0.5402 0.3473 0.6597 0.8048 0.3537 0.2248 0.6487 0.6349 -0.13 -0.04 -0.186 0.6244 1 0.829 0.6977
Pb (dis) 0.532 0.678 0.009 0.1084 0.1924 0.3061 0.7197 0.7399 0.0964 -0.016 0.5722 0.3298 -0.433 0.0681 -0.131 0.5955 0.829 1 0.7953
HC (dis) 0.706 0.843 -0.017 0.3101 0.2139 0.3645 0.823 0.8 0.2524 0.2195 0.7665 0.4829 -0.213 0.3028 0.098 0.2878 0.6977 0.7953 1
DQO-DBO5-metales-SS
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
88
Figura 34. Gráfico de correlación entre SS y DQO (Puertas, y otros, 2008).
Figura 35. Gráfico de correlación entre SS y metal pesado (Puertas, y otros, 2008).
La mayoría de las partículas acumuladas erosionadas en las redes son de naturaleza
orgánica, biodegradables y se movilizan progresivamente en los aguaceros a medida que la
energía del flujo aumenta (Gromaire, y otros, 2001).
El comportamiento del cobre así como el de los hidrocarburos es similar al de los sólidos o
la DBO5 en la cuenca parisina de Le Marais (Chebbo, y otros, 2004). Los sólidos en
suspensión y los metales (concretamente las fracciones particulada) tienen concentraciones
más elevadas en tiempo de lluvia que en tiempo seco (Beneyto, 2004).
Además, la mayor parte de todos los metales se presentan en forma particulada (Beneyto,
2004). En la siguiente figura se presenta a la izquierda las fracciones disuelta y particulada
de los metales presentes en las aguas residuales durante tiempo de lluvia.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
89
Figura 36. Comparación de las fracciones disuelta y particulada de las aguas residuales en
tiempo de lluvia en la cuenca unitaria Cancelón (Santiago de Compostela – España)
(Beneyto, 2004).
De la observación de la gráfica anterior se pueden extraer las siguientes conclusiones
(Beneyto, 2004):
• La mayor parte del manganeso se presenta en forma particulada.
• El níquel, zinc y cobre, se presenta mayoritariamente en forma particulada, con muy
poca fracción disuelta.
• La mayor parte del aluminio, hierro y plomo están presentes en forma particulada y
los porcentajes en forma disuelta disminuyen significativamente.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
90
6.2.1. Conclusiones del apartado
En los vertidos que se producen durante los episodios de lluvia, aportan contaminación de
todo tipo al medio receptor, y varía según la climatología de las ciudades. Además, un
elevado porcentaje de la contaminación vertida procede de la erosión de los depósitos de
sedimentos acumulados durante el tiempo seco en el interior de las redes de saneamiento
unitarias.
Los sólidos en suspensión y los metales (concretamente las fracciones particuladas) tienen
concentraciones más elevadas en tiempo de lluvia que en tiempo seco (Beneyto, 2004). Por
otro lado, las correlaciones de los sólidos en suspensión con otro tipo de contaminantes,
como la carga orgánica e inorgánica (DBO5 y DQO), ciertos metales pesados e hidrocarburos
son muy altas, así como la relación entre los sólidos en suspensión y la turbidez.
Un elevado porcentaje de contaminación vertida en tiempo de lluvia se encuentra en forma
particulada, por lo que se podría pensar de disponer de tanques anti-DSU en las redes de
saneamiento unitarias para retener un elevado porcentaje de contaminación mediante
fenómenos físicos de sedimentación.
Si a lo que un elevado porcentaje de la contaminación vertida en los DSU se encuentra en
forma particulada, le añadimos a que un elevado porcentaje de contaminación se moviliza
durante los primeros volúmenes de escorrentía, entonces reteniendo solo ese volumen de
agua, conseguiríamos retener un elevado porcentaje de contaminación mediante el
fenómeno de “First Flush”.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
91
6.3. Efecto First Flush
La finalidad de este apartado es la de introducir el fenómeno de efecto lavado de las cuencas
urbanas unitarias, conocido como First Flush, e introducir su método de evaluación
mediante las curvas “masa de contaminación vs volumen vertido M(V)”. Esta metodología
se ha usado para analizar los resultados obtenidos con el modelo en SWMM en el presente
Trabajo Fin de Máster.
El First Flush puede ser definido como el periodo dentro de un episodio de lluvia durante el
cual, una gran concentración de contaminantes son movilizados de manera súbita y suele
ocurrir en los primeros momentos desde que se inicia la precipitación.
Desafortunadamente, las expresiones primera proporción de volumen y la principal
proporción de la carga contaminante no son siempre claramente bien definidas, por lo que
cada uno hace una libre interpretación.
Diversos estudios lo han analizado mediante las curvas acumuladas adimensionales de
volumen de escorrentía contra la carga de contaminante. Si los datos que se presentan en
un determinado estudio se encuentran por encima de la bisectriz que tiene una inclinación
de 45º, es que se está presentando First Flush (Gupta, y otros, 1996). Otros investigadores,
como (Bertrand-Krajewski , y otros, 1997) sugieren un First Flush se produce cuando, al
menos cuando un 80% de la carga contaminante es arrastrada por el 30% del volumen total
de escorrentía, aunque (Lee, y otros, 2002) afirma que esto ocurre tan solo en el 1% de los
casos. (Deletic, 1998) considera que el fenómeno del First Flush solo ocurre cuando el
porcentaje de la carga contaminante, mayor que el 20%, es arrastrado con el primer 20%
del volumen. Finalmente, (Lee, y otros, 2000) opinan que el First Flush ocurre cuando la
curva de la fracción de la carga de contaminantes acumulados se encuentra por encima de
la curva de la fracción del volumen acumulado.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
92
6.3.1. Distribución de la masa de contaminación contra el volumen de agua
movilizado en tiempo de lluvia. Curvas M(V)
La variación de los caudales de la carga de contaminación durante los episodios de tormenta
son descritos por medio de dos curvas: Los hidrogramas Q(t), y los polutogramas C(t) para
cada contaminante considerado, donde Q es el caudal, normalmente en m3/s y C es la carga
de contaminante determinado, en mg/L. Para cada cuenca, estas dos curvas son diferentes
en cada episodio de tormenta dependiendo del hietograma P(t), del tiempo antecedente
seco previo a la precipitación y las condiciones de las redes de saneamiento, entre otros.
Para poder realizar un estudio comparativo de la distribución de la carga de contaminación
contra el volumen de lluvia en diferentes episodios de lluvia, se requiere una representación
adimensional. Esta representación consiste en dibujar las curvas que dan la variación de la
masa de contaminantes acumulada dividida por la masa total de contaminación contra la
variación del volumen acumulado dividido por el volumen total (Bertrand-Krajewski , y
otros, 1997). Para las N mediciones de caudales Qi y concentraciones Ci en cada intervalo de
tiempo Δti, y asumiendo que Q y C varia linealmente entre dos mediciones, las siguientes
curvas M(V) pueden ser dibujadas:
∑ 072737879:
∑ 072737;79: [9]
Donde:
• N es el número total de muestras.
• j es el índice desde 1 a N.
• Vi es el volumen descargado en el intervalo de tiempo Δti.
A continuación se muestra el procedimiento para representar estas curvas M(V), y es el
mismo que el utilizado en el capítulo 9 para cuantificar el volumen de escorrentía que aporta
mayor carga de contaminación. La flecha indica el sentido de cómo se dibuja cada punto de
la curva desde ambos hidrogramas y polutogramas. Este ejemplo que se muestra en la
siguiente figura se hace para un tiempo determinado t=26 min. El mismo proceso se realiza
para todos los tiempos durante el evento de tormenta para dibujar la curva entera M(V).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
93
Figura 37. Ejemplo para representar una curva M(V) a partir de hidrogramas y polutograma
obtenidos en un episodio de lluvia (Bertrand-Krajewski , y otros, 1997).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
94
6.3.2. Caso de estudio en la ciudad de Santander (España)
En este estudio, los autores han considerado que ocurre First Flush cuando la curva de la
fracción acumulada de contaminante se encuentra por encima de la fracción acumulada de
volumen. En las figuras 38 y 39, se presentan las curvas M(V) para los SS, DQO, y TNK para
los eventos de precipitación acaecidos en dos días distintos y se observan claras
desviaciones por encima del bisector (línea a 45º). Por lo que con un 30% de volumen de
escorrentía, dependiendo de la intensidad de la lluvia, la masa de contaminación contenida
es de un 60%-65% de DQO, entre un 45%-57% de SS, y entre un 30%-54% de NTK
(Temprano, y otros, 2006).
Figura 38. Curvas de carga acumulada para el evento de precipitación del día 06/04/2001
(Temprano, y otros, 2006).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
95
Figura 39. Curvas de carga acumulada para el evento de precipitación del día 27/02/2001
(Temprano, y otros, 2006).
Los autores (Gupta, y otros, 1996) afirman con su estudio, que en una red unitaria la carga
de contaminación de los sólidos en suspensión depende directamente de la intensidad de la
lluvia, de la duración y del periodo del tiempo seco previo a la lluvia (Temprano, y otros,
2006).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
96
7. IMPACTOS DE LOS DSU EN EL MEDIO RECEPTOR E INFLUENCIA DE LOS DSU CON
PARÁMETROS DE CALIDAD DE LAS AGUAS RECEPTORAS
La intención de este apartado es la de dar importancia al control en la gestión de las redes
de saneamiento urbanas en la contaminación vertida por los DSU, describiendo los impactos
que producen en distintos medios receptores después de las lluvias describiendo
correlaciones entre diversos parámetros relacionados con la calidad de las aguas y la
presencia de DSU.
Las redes de saneamiento unitarias son incapaces de gestionar todo el volumen de agua en
tiempo de lluvia cuando se sobrepasa el periodo de retorno de diseño, con lo que provocará
el incumplimiento de los objetivos de calidad fijados para las masas de agua receptoras. Es
económicamente inviable gestionar el volumen de agua pluvial generada por lluvias
intensas y/o torrenciales, por lo que toda red de saneamiento va a sufrir DSU hacia el medio
receptor. Deben diseñarse las estructuras de los puntos de vertidos con el objetivo de
establecer una estrategia de incumplimientos transitorios que no condicionen la vida y la
cantidad establecida en las aguas receptoras, y se consiga un buen estado ecológico de las
masas, tal y como se indica en la DMA.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
97
7.1. Impactos de los DSU en el medio receptor
Los impactos de los DSU sobre la calidad de la masa de agua receptora se determinan a
partir del incremento (o descenso) de concentraciones de parámetros indicadores de
contaminación, y la posible violación en los estándares de calidad de las aguas.
Estos vertidos contienen aguas residuales e industriales no tratadas, con partículas tóxicas,
y sólidos en suspensión, que pueden causar impactos físicos-químicos, biológicos,
hidráulicos y estéticos en las masas de aguas receptoras. Por ejemplo, esto puede causar
pérdidas en el oxígeno disuelto, incrementar la turbidez, y altas concentraciones de micro
contaminantes, metales pesados, patógenos y organismos fecales en las aguas superficiales
(Passerat, y otros, 2011). Por lo que los impactos de los DSU en los ambientes acuáticos son
múltiples debido a las características de la contaminación, a su dinámica en el espacio y
tiempo, e interacciones que se produzcan en la masa de agua. Los procesos se pueden
agrupar de la siguiente manera:
• Procesos físicos:
o Incrementos de la turbidez, que tienen como consecuencia la reducción de
la producción de la fotosíntesis.
o Caída en los niveles de oxígeno disuelto, debido a la biodegradación de la
alta carga orgánica vertida por los DSU.
• Procesos bioquímicos:
o Contaminación de la cadena trófica.
• Procesos microbiológicos:
o Incremento de la concentración de algunos microcontaminantes orgánicos.
o Incremento de la concentración de microorganismos indicadores fecales y
patógenos.
o Eliminación de especies.
o Floraciones de algas y eutrofización del agua.
Estos procesos actúan de forma directa e indirecta sobre la concentración de contaminantes
y organismos presentes en las masas de agua natural. La escala espacial y temporal de estos
impactos es importante, debido a que los impactos están interrelacionados con las
velocidades a los que se producen y con el tamaño de las masas de agua receptoras.
Los impactos de las DSU en los medios acuáticos receptores pueden ser del tipo químico,
bio-químico, físico, higiénico, estético, hidráulico e hidrológico. Estos impactos también se
pueden clasificar en función de su duración, por lo que hablaríamos de impactos agudos si
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
98
son en horas, de impactos diferidos si son en días y de impactos acumulativos, si la escala
temporal es en meses y años (Suárez, y otros, 2005).
El principal efecto agudo en medio receptor es el descenso inmediato del oxígeno disuelto
tras una descarga. Tanto en Reino unido como en Dinamarca se han desarrollado
normativas con estándares que especifican la magnitud, la duración y la frecuencia de las
concentraciones en el oxígeno disuelto (OD) necesarias para la protección de los peces en
el agua dulce.
Las masas de agua afectadas por un DSU con contaminantes demandantes de oxígeno,
sustancias fácilmente biodegradables y materia orgánica disuelta, provocan un aumento en
la demanda de oxígeno por parte de la masa bacteriana en suspensión y por absorción
directa de los organismos bentónicos. Además, más prolongado en el tiempo, la
sedimentación de las partículas de materia orgánica lentamente biodegradable provoca un
descenso retardado de oxígeno disuelto.
Figura 40. Ejemplo de incumplimientos en los estándares de calidad tradicionales por
vertidos ocasionales. Fuente: (Puertas, y otros, 2008).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
99
La concentración de contaminantes tóxicos, como son los metales pesados, insecticidas,
hidrocarburos y sal, pueden llegar a producir impactos inmediatos al medio receptor
cuando las concentraciones son suficientemente altas. Los metales pesados tienen efectos
tóxicos en el fitoplancton (Seild, y otros, 1998), en la calidad microbiológica del agua
(Passerat, y otros, 2011), y el posible aumento en la mortandad de los peces (Magaud, y
otros, 1994). Las descargas cortas de amonio no ionizado son fuertemente tóxicas para la
vida piscícola. Estos picos de agua residual en la zona mediterránea, donde los ríos tienen
bajo caudal y la dilución del agua es baja, tiene también efectos indeseados (Barceló, y otros,
2010).
En una escala de tiempo mayor, los procesos de eutrofización provocan desequilibrio de los
ecosistemas a consecuencia de la acumulación de los nutrientes vertidos por los puntos de
vertidos. Los nutrientes, fósforo y nitrógeno principalmente, provienen de tierras
fertilizadas y otras fuentes. Los nutrientes contribuyen a la mejora de la productividad de
los terrenos.
La exposición prolongada a contaminantes tóxicos puede provocar efectos crónicos o de
toxicidad aguda en la vida acuática debido a la absorción y acumulación de dichos
elementos. Los compuestos orgánicos halogenados (AOX), los ftalatos (DEHP) (plastificante
contenido en muchos materiales sintéticos) y zinc disuelto pueden estar presentes en las
algas y plantas presentes en una masa de agua receptora (Gribble, 2003). Los efectos
pueden ser de tipo cancerígeno o mutacional, incluso a niveles de exposición bajos. Los
efectos de la bioacumulación, los de las sinergias derivadas, así como de la creación de
sustancias degradadas, pueden llegar a ser más nocivos que los efectos del contaminante
original e impiden el conocimiento sencillo y directo del impacto de muchos contaminantes.
Otro problema es la contaminación estética, que está relacionado con el vertido de basuras,
escombros y aceites, así como la contaminación higiénica debida a las bacterias fecales y
virus. Los DSU con altos niveles de concentración de sólidos en suspensión y arenas
provocan incrementos en la turbidez del medio que hacen que descienda el nivel de
penetración de la radiación solar en el medio, factor limitante en el crecimiento de la flora
acuática. También pueden deteriorar el hábitat de peces y microvertebrados, destruyendo
las zonas donde se produce el desove, reduciendo la capacidad de aireación y los niveles de
oxígeno disuelto del agua (US-EPA, 1999), ya que al sedimentar cubren el substrato del
fondo con capas anaeróbicas de materiales finos. Además, los sólidos de las aguas de
escorrentía pueden llevar asociados otros contaminantes como materia orgánica, metales
pesados e hidrocarburos.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
100
Las DSU provocan cambios locales importantes en las condiciones hidráulicas del flujo en el
medio receptor. Se pueden provocar efectos agudos en los microorganismos que viven cerca
del lecho y de las riberas debido al aumento de la turbulencia del fondo. La descarga de
sólidos sedimentables puede llegar a sellar el lecho del cauce respecto a la masa de agua y
por tanto destruir el hábitat de los macroinvertebrados. Si hablamos de un río, a largo plazo
su morfología se podría ver afectada por los cambios en su régimen hidráulico.
La valoración de los impactos globales ha de considerar la sinergia entre los impactos de las
descargas urbanas y con las condiciones del medio receptor. Entre las condiciones se
incluyen: régimen hidrológico (inundaciones, sequías y caudales regulados), la morfología
del medio receptor (forma y la estabilidad del lecho del cauce), el clima y las características
ecológicas del medio receptor.
La siguiente figura muestra los diferentes fenómenos de contaminación que puede provocar
la contaminación asociada al tiempo de lluvia, referenciadas a las variables espacio y
tiempo. Se pone de manifiesto que cada tipo de fenómeno que se quiera estudiar implicaría
diferentes estrategias para el muestreo, identificación y valoración de los impactos
provocados por dicha contaminación.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
101
Figura 41. Escalas temporales y espaciales para los impactos sobre sistemas acuáticos.
Fuente: (Puertas, y otros, 2008)
El problema asociado que se plantea es con qué frecuencia se va a producir el fenómeno.
Este aspecto se puede evaluar mediante técnicas de análisis de sucesos extremos, y no
mediante criterios elaborados para descargas continuas. Una de las aproximaciones para
desarrollar estándares para sucesos transitorios de contaminación es considerar las
variables tiempo-duración-frecuencia. La siguiente gráfica representa como se relacionan
las tres variables. A mayor periodo de retorno (sucesos menos frecuentes) la concentración
excepcional puede ser más elevada. La variable complementaria sería el tiempo de
exposición, por lo que cuanta más alta sea la concentración, menor será el tiempo de
exposición (Puertas, y otros, 2008).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
102
Figura 42. Relación entre las variables dosis-duración-frecuencia en el desarrollo de
estándares intermintentes. Fuente: (Puertas, y otros, 2008).
No será lo mismo que un DSU se produzca en un río o en un lago. Algunas investigaciones
han analizado la degradación de la calidad microbiológica del agua después de que ocurra
un episodio de DSU en zonas costeras (Noble, y otros, 2003), lagos (McLellan, y otros, 2007)
y ríos (Ham, y otros, 2009). Otros investigadores han llevado a cabo la calidad
microbiológica de los DSU, pero solo unos pocos estudios han llevado a cabo mediciones
simultáneas de las DSU y de sus impactos en las aguas receptoras. (Passerat, y otros, 2011)
y (Donovan, y otros, 2008).
En los lagos, la contaminación se dispersará de una manera lenta y permanecerá tiempo
durante una cierta zona, a menos que el contaminante sea altamente reactivo o
biodegradable. Al contrario, en un río, la masa contaminante vertida se moverá corriente
abajo con una ligera interacción e intercambio con los sedimentos, por lo que una
considerable cantidad de agua estará expuesta en unas condiciones desfavorables durante
un cierto tiempo.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
103
7.2. Correlaciones entre la presencia de un DSU y diversos parámetros de calidad
de las aguas
A continuación se muestran estudios que demuestran que los vertidos que se producen en
tiempo de lluvia tienen una clara correlación con distintos parámetros químicos de calidad
del medio receptor, como son i) bajadas en los niveles de oxígeno disuelto en el agua, ii) la
conductividad o iii) mayor concentración de materia orgánica y sólidos en suspensión.
En el río Sena, que está localizado en la zona Norte de Francia, es representativo de una
cuenca expuesta a una intensidad humana intensa (Meybeck, y otros, 2007), ya que esta
cuenca tiene una combinación de fuertes presiones humanas con una baja dilución del río,
debido al relativo bajo caudal. La cuenca es estructuralmente vulnerable y el río aguas abajo
de la ciudad de París presenta contaminación pesada (Meybeck, y otros, 2007).
Un DSU en el río Sena produce una caída en el oxígeno disuelto, además de producir una
caída en la conductividad en las aguas del río (figura 43). Las condiciones anóxicas
producidas en el río después de los eventos DSU pueden causar la muerte de peces
(Passerat, y otros, 2011).
Figura 43. Variación de caudal descargado en el evento DSU y la conductividad de 12
muestras de DSU durante intervalos de 30 minutos (Passerat, y otros, 2011).
En estudios realizados en el río Spree, a su paso por Berlín (Alemania), se obtiene una clara
relación entre un vertido DSU y los niveles de oxígeno disuelto en el río, conductividad, fecal
streptococos, E. coli, o bacterias coliformes, así como de NH4-N y DBO5.
En las siguientes figuras se muestra la correlación de un DSU con los niveles de oxígeno
disuelto y la conductividad registrada en el medio receptor. Ya que después de un episodio
de lluvia, se produce una caída en la conductividad del agua del río y los niveles de oxígeno
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
104
disuelto comienza a caer también. Debido al bajo caudal del río, los parámetros tardan
varios días en recuperar sus valores normales de la actividad normal del fitoplancton
(Schumacher, y otros, 2007).
Figura 44. Medición continua de oxígeno disuelto y conductividad después de un episodio
DSU (Schumacher, y otros, 2007)
Figura 45. Mediciones de oxígeno y conductividad influenciadas por DSU (línea discontinua)
(Weyrauch, y otros, 2010).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
105
También se ha de esperar que los niveles de NH4-N y DBO5 se incrementen como resultado
de un DSU (Weyrauch, y otros, 2010), tal y como se muestra en la siguiente gráfica de
muestras puntuales:
Figura 46. Mediciones mensuales de concentración de amonio y DBO5 en muestras
(Weyrauch, y otros, 2010).
Por otra parte, los parámetros higiénicos, como la fecal streptococos, E. coli, o bacterias
coliformes totales muestran un incremento en la concentración durante un episodio de DSU
(Tabla 13). Como los microorganismos tienden a estar asociados a la materia en suspensión,
los resultados indican que hay una significante parte de la fracción particulada del agua
residual que es descargada al río Spree durante un DSU (Weyrauch, y otros, 2010).
Los compuestos orgánicos halogenados (AOX) y los ftalatos (DEHP) no tienen fuerte
relación con los DSU. El zinc disuelto, que proviene de la escorrentía procedente de los
tejados y canaletas, solo muestra una pequeña señal cuando se produce un DSU, y las
muestras no están influidas con los episodio de los agentes quelantes NTA y EDTA
(Weyrauch, y otros, 2010).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
106
Tabla 13. Comparación de concentraciones de diversos parámetros cuando las muestras no
están afectadas y cuando si lo están por un DSU (Weyrauch, y otros, 2010).
7.3. Conclusiones del capítulo
Los impactos que se producen en el medio receptor a consecuencia de los DSU no deben de
pasar desapercibidos debido a que un suceso de vertido en tiempo de lluvia aporta una
fuente significante de sustancias y pueden dirigir concentraciones agudas potencialmente
problemáticas en las aguas receptoras durante los episodios de tormentas, y tras los sucesos
a largo plazo. Además el estudio realizado en el río Spree muestra que el fenómeno no está
limitado a pequeñas masas de agua.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
107
8. MODELOS DE SIMULACIÓN Y MEJORA DE REDES DE SANEAMIENTO URBANAS
(ITERACCIÓN ENTRE SWMM-SSOAP TOOLBOX)
Una vez que se han descrito los procesos de acumulación en tiempo seco y, de lavado y
transporte de contaminantes en las cuencas urbanas unitarias, así como la cuantificación de
la masa contaminante total vertida y sus consecuencias en el medio receptor, apreciamos lo
importante que es la buena gestión de las redes de saneamiento en tiempo de lluvia para
evitar que los contaminantes acaben vertiéndose al medio receptor.
Disponer de modelos de simulación hidrológica, hidráulica y de calidad capaz de simular
todos estos fenómenos relacionados con la contaminación podría llegar a convertirse en
una parte importe en la gestión de las cuencas urbanas. Las componentes de un modelo
cualquiera empleado en la simulación de las aguas en tiempo de lluvia podrían ser los
siguientes (Puertas, y otros, 2008):
• Precipitaciones: En cualquier modelo debe existir un módulo en el que se
introduzcan las lluvias.
• Acumulación de contaminación: la acumulación de contaminación en la superficie de
la cuenca durante los periodos de tiempo seco o entre períodos de limpieza de las
superficies impermeables.
• La transformación lluvia-escorrentía: En este módulo se genera la escorrentía
urbana en tiempo superficial y subsuperficial, además del lavado de la
contaminación de las distintas superficies de la cuenca.
• Transporte de la escorrentía: Transporte de la escorrentía urbana en tiempo de
lluvia por las estructuras de la red de saneamiento (imbornales, tuberías, canales y
estructuras de retención o vertido). Este módulo también puede simular las
transformaciones de los contaminantes.
Para simular la contaminación asociada a las aguas de escorrentía se deben analizar varios
parámetros como: i) la cantidad y contaminación del flujo en tiempo seco, ii) la acumulación
y lavado de contaminantes, iii) la influencia de las estructuras de entrada a la red y iv) todos
los procesos que se realizan dentro de la propia red: transformaciones bioquímicas,
sedimentación, erosión y resuspensión de sedimentos.
La contaminación se puede estimar a través de los modelos de acumulación-arrastre de
partículas. Los modelos de movilización de los contaminantes en la superficie suelen estar
basados en formulaciones empíricas, ignorando los procesos físico-químicos que están
implicados. Los modelos de transporte y transformación de los contaminantes dentro de las
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
108
redes están basados habitualmente en modelos de transporte derivados de estudios
aluviales, aunque últimamente ha existido un fuerte desarrollo de modelos derivados de
estudios en las propias redes de alcantarillado.
La modelización de los sólidos en suspensión se emplea como vector del resto de la
contaminación asociada a las aguas de escorrentía urbana, asignando al resto de
contaminantes unos factores de proporcionalidad con las fracciones de sólidos disueltas o
suspendidas, en función de la naturaleza del contaminante (Puertas, y otros, 2008).
A continuación se presentan las etapas de un proceso de modelización de la contaminación
asociada a la escorrentía urbana.
8.1. Acumulación de la contaminación en las superficies de las cuencas
El primer estudio en el que se analizó la acumulación de los contaminantes en las superficies
de las cuencas fue realizado por la APWA (American Public Works Association) en 1969, en
la ciudad de Chicago. En este trabajo se proponía que el fenómeno de acumulación era un
fenómeno lineal, y se presentaban tabulados varios coeficientes de acumulación en función
del uso de la cuenca y de la naturaleza de los contaminantes (Huber, y otros, 1988).
En un trabajo con el título de “Water Pollution Aspects of Street Contaminants”,
propusieron un modelo de acumulación exponencial (Sartor, y otros, 1972), cuya principal
novedad fue representar el fenómeno de acumulación como algo finito. Es decir, la
acumulación no crece linealmente hasta el siguiente episodio de lluvia o limpieza de calles,
sino que está acotado superiormente por un límite.
Por lo que a medida que la contaminación se acumula en las superficies de la cuenca se
puede llegar a una saturación de la misma, momento en el que la tasa de acumulación se
equipara con la de eliminación y entonces no se produce un aumento de la contaminación
en las superficies. Se puede decir que existe un umbral superior de acumulación, que
depende de: i) número de días de tiempo seco precedente, ii) de las características de la
cuenca (uso del suelo, población, tráfico, efectividad de la limpieza de calles,
estacionamientos) y iii) de las condiciones climatológicas.
La acumulación de contaminación en tiempo seco se puede expresar en unidades de masa
por unidad de área, para representar la acumulación en cada subcuenca, o en unidades de
masa por unidad de longitud de cuneta, para representar la carga acumulada en las calles.
Como la acumulación se produce en entornos concretos se puede plantear el proceso como
un simple balance de masas. Las pérdidas se producen durante los episodios de lluvia, por
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
109
el lavado de superficies debido a la energía proporcionada por la lámina superficial de agua
de escorrentía, y en tiempo seco por los procesos de limpieza de calles, la acción del viento
o las turbulencias del tráfico. En general, se puede expresar el balance de masas como
(Sutherland, y otros, 1998):
< =( [10]
Donde:
• P es la acumulación actual de partículas (kg/m).
• I la cantidad de partículas que se depositan en la cuenca (kg/(m·día)).
• ξ un coeficiente que representa la resuspensión y remoción de partículas (día-1).
Los parámetros de acumulación se podrían estimar con un programa de muestreo de las
superficies de las calles, como se ha hecho en otros estudios, como el de (Sartor, y otros,
1972). El problema de determinar los parámetros de este modo es que sólo reflejan las
características de unas pocas zonas de muestreo, en lugar de las de toda la superficie
impermeable.
Otra alternativa es estimar estos parámetros usando las concentraciones de contaminantes
registradas en una sección de control situada en el desagüe de la cuenca. Esta metodología
debe usarse con precaución, ya que estos datos representan los efectos combinados de: i) la
acumulación, ii) el lavado, iii) el transporte por la red de saneamiento, y iv) las aportaciones
de áreas permeables que incluyen distintos usos como parques o infiltraciones del subsuelo.
Además, se debe tener en cuenta que los parámetros de acumulación de las zonas
impermeables incluyen distintos usos con diferentes parámetros de acumulación. Esta
metodología se debe usar en cuencas pequeñas, con usos uniformes y para aguaceros que
generen poca escorrentía en las zonas permeables (Alley, y otros, 1981).
Para modelizar el comportamiento de una cuenca urbana compuesta por varios usos, con
zonas permeables, escorrentía de tejados, etc., se suele trabajar con unidades de
acumulación por unidad de área. La siguiente ecuación se puede emplear para este fin,
trabajando con los parámetros en unidades coherentes. Si se realiza la integral de dicha
ecuación se obtiene (Novotny, y otros, 1994):
(>?@ AB C1 DEB∗G (>0@ ∗ DEB∗ [11]
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
110
Donde:
• P(0) indica la carga acumulada en superficie para tiempo cero (kg/km o kg/m2)
• t es el período de tiempo transcurrido desde el último episodio de lluvia o limpieza.
La ecuación se puede rescribir como dice (Sutherland, y otros, 1998):
(H (>?@ I(H (>0@J ∗ DEB∗ [12]
Donde:
• Peq es la acumulación de equilibrio (kg/Km o kg/m2).
8.2. Ecuaciones de acumulación implantadas en SWMM
Las ecuaciones de acumulación de contaminantes en tiempo seco que incorpora el modelo
“Storm Water Management Model” (SWMM), de la US-EPA (U.S. Environmental Protection
Agency) son las más extendidas. La primera de las ecuaciones es lineal y el resto son no
lineales: exponencial, potencial y Michaelis-Menton. La descripción de las mismas se recoge
en la siguiente tabla:
Tabla 14. Formulaciones de acumulación incorporadas en el SWMM (Huber, y otros, 1988).
De todas estas formulaciones la más empleada en la mayoría de los trabajos de investigación
es la exponencial, como la que proporciona los parámetros de mejor ajuste a los datos de
campo.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
111
8.3. Ajuste de las ecuaciones de acumulación con estudios de campo
En un trabajo de (Sutherland, y otros, 1978), elaboraron a partir de una serie de algoritmos
de optimización por mínimos cuadrados, el ajuste de las ecuaciones de acumulación
expuestas en la siguiente tabla. Para cada uno de los usos incluidos en el estudio
desarrollaron unas ecuaciones que proporcionan el mejor ajuste de sólidos totales en
función del tiempo seco precedente, ecuaciones que se recogen en la siguiente tabla.
Tabla 15. Ecuaciones de acumulación para los datos de Sartor y Boyd (Sutherland, y otros,
1998).
Para el desarrollo de estas ecuaciones, estos investigadores cuantificaron varios
parámetros como: i) la intensidad de tráfico (IMD), ii) el tipo de pavimento, iii) las
condiciones de conservación del mismo, etc., desarrollando una serie de ecuaciones para
obtener los valores de la acumulación límite y el coeficiente de acumulación.
(Deletic, y otros, 1998), realizaron una extensa campaña de campo en dos pequeñas cuencas
tipo calle en Belgrado (República de Serbia y Montenegro) y en Lund (Suecia). En el trabajo
buscaron alguna relación entre la duración del tiempo seco precedente y las
concentraciones medias y máximas de SST. También lo hicieron con el valor medio de
sólidos en suspensión dividido entre la intensidad de lluvia, pero no encontraron
correlaciones significativas.
(Charbeneau, y otros, 1998), analizaron en 8 cuencas urbanas de Austin, Texas (EE.UU.), un
total de 228 sucesos con el objetivo de evaluar las formulaciones tradicionales de
acumulación y lavado. Para calibrar el modelo de acumulación exponencial de Sartor y Boyd
evaluaron la carga máxima sobre la superficie, el valor de acumulación límite, como el valor
de la contaminación movilizada por un factor que oscilaba entre 1.1 y 1.3.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
112
De este modo, y representando en un gráfico el cociente del logaritmo de la acumulación
inicial P(0) entre la diferencia de dicha acumulación y la acumulación máxima P(0)-Pmax
frente al tiempo seco precedente, se puede obtener el coeficiente de acumulación para cada
cuenca como la pendiente de la recta de regresión obtenida por mínimos cuadrados (figura
47).
KL<>M@NL<>M@E<OPQN [13]
Donde:
(>0@= Acumulación de carga acumulada sobre la superficie en el tiempo inicial
(R = Acumulación de carga acumulada máxima sobre la superficie.
Figura 47. Calibración del modelo del coeficiente acumulación en Hart Lane (Charbeneau, y
otros, 1998).
Aplicando esta metodología no encontraron relación entre la masa acumulada y el tiempo
seco precedente. El fenómeno de acumulación debe regirse, al igual que la concentración
media de suceso, por una distribución de probabilidad log-normal, al menos en cuencas en
las que el proceso de movilización de la contaminación esté regido por el lavado de la cuenca
(Charbeneau, y otros, 1998).
Las ecuaciones de acumulación se han calculado para que comience desde cero a partir de
un lavado fuerte o una limpieza de la calle. Hay estudios que demuestran que existe cierta
acumulación residual que no puede ser removida por la lluvia o mediante las técnicas de
limpieza. La solución a estos problemas ha sido resuelta por los investigadores en los
procesos de calibración, incrementando las tasas de acumulación para que las cargas
máximas de la superficie sean superiores en las estaciones húmedas, o alcancen
rápidamente su valor umbral respectivamente.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
113
8.4. Modelos de mejora de la gestión de redes de saneamiento mediante
calibración hidráulica. Programa SSOAP Toolbox (EPA, 2007)
En este apartado se describen brevemente diversos estudios en los que se hace una
calibración hidráulica para caracterizar los vertidos en tiempo de lluvia. Estos modelos
dejan a un lado los procesos de acumulación y de movilización de contaminantes en tiempo
de lluvia, para centrarse en parámetros hidráulicos.
El control simultáneo de todas las secciones de muestreo durante el tiempo de lluvia de un
sistema de saneamiento urbano aporta información de utilidad para su gestión, pero a un
elevado coste. Con el fin de economizar, se han desarrollado modelos estadísticos calibrados
con mediciones de caudal, y niveles de calado tomados directamente en la red de
saneamiento (Gamerith, y otros, 2011) (Kleidorfer, y otros, 2009).
En Berlín (Alemania), estudiaron la relación entre los episodios de lluvia acaecidos y la
actividad de descarga para definir el calado crítico de vertido para cuenca urbana mediante
modelos matemáticos. Comparando las características de cada episodio de lluvia (duración,
máxima intensidad horaria, calado total) con los volúmenes vertidos al medio receptor
(Schroeder, y otros, 2011).
En Shingashi, (Tokio, Japón) se estudió la frecuencia y el volumen de agua vertido por cada
punto de vertido mediante modelos hidrológicos e hidráulicos calibrados. (Yu, y otros,
2013).
En la cuenca urbana del pueblo de La Garrida (España) llegaron a desarrollar un modelo de
ayuda a la decisión en árbol calibrado mediante métodos indirectos de medición en campo
con sensores de temperatura para servir de ayuda a la gestión de las redes de saneamiento
urbanas. Estudiaron la capacidad de la red de saneamiento urbana, obteniendo la frecuencia
y duración de los vertidos
Los árboles de decisión son modelos predictivos basados en una regla general que relaciona
las entradas con salidas y que deben de ser calibrados. El esquema es conocido como árbol,
que puede predecir los resultados de unas variables de entrada, que normalmente son
variables de los episodios de lluvia, con las variables de salida, que es si un determinado
punto de vertido, vierte o no.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
114
La principal desventaja de estos modelos es que el real comportamiento de los DSU no
puede ser representado con exactitud si el modelo no ha sido calibrado adecuadamente
(Muschalla, y otros, 2009). De esta manera, se presenta la herramienta desarrollada por la
EPA (Enviroment Protection Agency) Estadounidense destinada a la mejora de la eficiencia
de las redes de saneamiento en tiempo de lluvia, que debe de ser calibrada previamente con
datos de caudales y de precipitación (SSOAP Toolbox).
8.4.1. Sanitary Sewer System Capacity Analysis and Planning (SSOAP
Toolbox)
La EPA estadounidense plantea una herramienta llamada Sanitary Sewer System Capacity
Analysis and Planning (SSOAP Toolbox). Esta herramienta permite trabajar junto con
SWMM y trata de predecir las distintas entradas de agua que se producen en las redes de
saneamiento urbanas, tanto las que se producen directamente desde los imbornales como
las infiltraciones que se producen desde el terreno mediante calibrado previo con datos de
caudalímetros de la red de saneamiento urbana.
El calibrado que realiza esta herramienta es puramente hidráulico y utiliza datos medidos
de caudales y de lluvia para definir una relación empírica entre la lluvia y la respuesta del
sistema de saneamiento. Utiliza el método de hidrograma unitario triangular RTK. En cada
hidrograma, este método cuenta con tres parámetros RTK que tienen en cuenta la:
i) fracción de volumen de escorrentía superficial urbana que entra a la red de saneamiento,
ii) el tiempo desde el comienzo de la lluvia hasta el caudal pico del hidrograma y iii) el
tiempo de recesión desde el caudal pico hasta el final del hidrograma (EPA, 2007).
La suma de tres hidrogramas de este tipo es suficiente para tener en cuenta los efectos que
se producen en un episodio de lluvia, y que serían: un triángulo para la respuesta rápida de
escorrentía superficial, el segundo triángulo representa la infiltración de la escorrentía en
el terreno, y un tercer triángulo que representa la parte del hidrograma que continua
después de un periodo largo tras el episodio de lluvia (EPA, 2007).
Los datos de calibración son datos de pluviometría y de caudales medidos, además de los
datos de la red de saneamiento para SWMM. La función de SWMM es servir de soporte para
proporcionar una función hidráulica de soporte en el análisis y planificación de la red de
saneamiento, y la función de SSOAP Toolbox es la de analizar el caudal en tiempo de lluvia.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
115
Así, SSOAP Toolbox es una herramienta de ayuda a la decisión que dispone de una serie de
herramientas que permite evaluar las distintas alternativas de mejoras en la gestión de las
redes de saneamiento. SSOAP Toolbox puede ser aplicado a varias actividades relacionadas
con la planificación y análisis de los DSU, como las inundaciones de sótanos, determinar
cuencas urbanas que tengan demasiada infiltración (tubos dañados) o desarrollar planes
estratégicos con el objetivo de disminuir los puntos de vertidos (EPA, 2007).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
116
9. MODELIZACIÓN DE LA CONTAMINACIÓN MOVILIZADA EN TIEMPO DE LLUVIA CON
SWMM Y PROPUESTA DE DISEÑO DE TANQUES ANTI-DSU
En el presente trabajo fin de máster se ha cuantificado la contaminación movilizada durante
los episodios de lluvia apoyándonos con un modelo de calidad desarrollado por (Seco I.,
2013) en la ciudad de Granollers, que está calibrado y validado para su uso en modelos
hidráulicos de cuencas urbanas unitarias situadas en la fachada Mediterránea de España,
con el software EPA SWMM “Storm Water Management Model”. Este modelo de calidad
tiene en cuenta que el SWMM ha sido desarrollado para cuencas separativas, y que no tiene
en cuenta el efecto lavado de los depósitos de sedimentos acumulados durante el tiempo
seco en el interior de las conducciones unitarias.
El trabajo realizado en este Trabajo Fin de Máster consta de dos partes: i) modelar distintos
episodios de lluvia con un modelo de red de saneamiento unitaria en SWMM y el modelo de
calidad propuesto por (Seco I., 2013), y ii) analizar datos obtenidos con dicho modelo.
Se obtienen los hidrogramas y polutogramas asociados para distintos periodos de retorno
y punto de muestreo. Este tipo de curvas nos proporcionan información sobre el
comportamiento de la escorrentía superficial en la cuenca urbana y de la movilización de
los contaminantes durante el episodio de tormenta, para este trabajo fin de máster se
escogen los sólidos en suspensión como patrón del resto de contaminantes. A partir de los
polutogramas se construyen las “curvas masa de contaminante vs volumen escorrentía
M(V)” con el método mencionado en el artículo de (Bertrand-Krajewski , y otros, 1997) para
analizar el efecto de primer lavado.
Cartagena está situada en la costa Mediterránea Española y su climatología se caracteriza
por largos periodos secos sin precipitación seguidos de escasos eventos de lluvia en los que
se concentra en cortos espacios de tiempo elevadas intensidades. Esto propicia la
movilización de los contaminantes depositados en las superficies de la cuenca urbana
impermeabilizada así como en el interior de las redes de saneamiento.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
117
9.1. Limitaciones del programa SWMM para redes de saneamiento unitarias
Una limitación importante del programa SWMM para la simulación de las redes unitarias es
que está preparado para trabajar con redes de saneamiento separativas, y no tiene en
cuenta el efecto de la movilización de los depósitos de sedimentos en el interior de las
conducciones.
Hay metodologías desarrolladas para determinar la contaminación asociada a los depósitos
de sedimentos en el interior de las conducciones unitarias mediante herramientas que
dispone SWMM (Irene, y otros, 2011) (Seco I., 2013), pero no con ecuaciones físicamente
basadas, sino ajustando a lo “bruto”.
En un estudio realizado con datos de cuencas urbanas en Santander (España), para la
acumulación de contaminantes utilizaron un ajuste de tipo exponencial, y para cada
contaminante, el “build up” fue estimado como una fracción de los sólidos. Para la
moivilización de contaminantes con la escorrentía urbana en tiempo de lluvia, mediante la
función arrastre exponencial (Temprano, y otros, 2006). Los contaminantes analizados y
usados como contaminantes patrón son: los sólidos en suspensión (SS), la demanda química
de oxígeno (DQO) y el nitrógeno total Kjeldahl (NTK). Las correlaciones obtenidas de los
valores medidos con los simulados fueron del 93%, 95% y 78% respectivamente (figuras
48, 49 y 50).
Figura 48. Ajuste de SS en un episodio de lluvia acaecido en el 06/04/2001.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
118
Figura 49. Ajuste del COD en un episodio de lluvia acaecido en 06/04/2001
Figura 50. Ajuste del TKN en un episodio de lluvia acaecido en 06/04/2001.
En otro estudio simulan el lavado de los depósitos de los sedimentos en el interior de las
conducciones unitarias asemejando los tubos de la red de saneamiento con subcuencas de
drenaje, y ajustan los resultados obtenidos de movilización de sólidos en suspensión
mediante la aproximación empírica de Van Rijn (Van Rijn, 1984) (Van Rijn, 1993) para el
arrastre de fondo (Irene, y otros, 2011).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
119
S ' T U ' V 0 [14]
Donde:
c = concentración de arenas
T = velocidad de caída de la partícula
U = coeficiente de difusión del sedimento
z = calado del agua en el punto donde se encuentra la partícula. Z < h, donde h es el
calado total del agua.
Para el calibrado de los polutogramas de contaminantes movilizados en SWMM, dan un
valor del espesor de los depósitos de sólidos como parámetro de acumulación inicial (initial
buildup) en unidades de masa distribuida por superficie, y ajustan las funciones de
acumulación (build up) y lavado (wash off) a lo “bruto”, ya que SWMM no tiene implantadas
ecuaciones para simular la acumulación y la movilización de contaminantes dentro de las
redes de saneamiento (Irene, y otros, 2011) (figura 51).
Figura 51. Ajuste máximo obtenido del polutograma calculado con Van Rijn y el obtenido con
SWMM (Irene, y otros, 2011).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
120
9.2. Modelo de calidad usado en SWMM en el estudio de este Trabajo Fin de
Máster
Como la principal limitación del uso de SWMM para el uso de cuencas unitarias es que no
tienen en cuenca la movilización de contaminantes dentro de las redes de saneamiento en
tiempo de lluvia, y al ser la cuenca urbana de la ciudad de Cartagena una cuenca unitaria,
hacemos uso de un modelo de calidad ajustado con resultados de campo correspondiente
al calibrado en la ciudad de Granollers.
Para la obtención de muestras para el calibrado del dicho modelo de calidad, midieron 5
episodios de lluvias teniendo en cuenta que la altura de la precipitación fuera mayor de 10
mm y con un periodo seco antecedente superior a 2 semanas, para asegurarse que se
produzca acumulación de contaminantes en la superficie de la cuenca y que se genera
volumen de escorrentía urbana necesaria para el lavado de los contaminantes. Los
contaminantes que caracterizan la escorrentía son:
• Sólidos totales en suspensión (SS).
• Concentración del nitrógeno amoniacal (NH4), vinculado al contenido de nutrientes.
• Concentración de la demanda química de oxígeno (DQO), como referente de materia
orgánica.
Las ecuaciones que lleva implantadas el módulo de calidad de SWMM permiten estudiar la
calidad de las aguas de escorrentía en distintos usos del suelo. El modelo de calidad
correspondiente a la cuenca de Granollers modela la acumulación y la movilización de
contaminantes en una cuenca de tipo urbana-residencial.
La acumulación de contaminantes se describe como la masa por unidad de área de la cuenca.
La cantidad contaminante acumulado es una función del número de días de tiempo seco y
está ajustado para la siguiente función potencial:
W +XY>Z, [?0\@ [15]
Donde:
C1; Acumulación máxima posible (masa por unidad de superficie).
C2; Constante de crecimiento de contaminante acumulado.
C3; Exponente del tiempo.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
121
El fenómenos de movilización de contaminantes que ocurre durante los periodos de lluvia
está ajustado para la función de arrastre exponencial, donde la carga de arrastre (W) en
unidades de masa por hora es proporcional al producto de la escorrentía elevado a una
cierta potencial y a la cantidad de contaminante acumulado:
! Z ' ]0^ ' W [16]
Donde:
C1; Coeficiente de movilización
C2; Exponente de movilización.
Q; Escorrentía por unidad de área (mm/hora)
B; Acumulación de contaminante por unidad de área (kg).
Como ya se ha dicho, SWMM no tiene ecuaciones para simular la acumulación y la
movilización de contaminantes dentro de las redes de saneamiento, por lo que los
parámetros de las dos ecuaciones anteriores están ajustadas con los valores obtenidos en
las muestras de la cuenca urbana unitaria y, aplicando sus valores tiene en cuenta también
los fenómenos que ocurren en el interior de las redes de saneamiento (tabla 16):
Tabla 16. Parámetros de acumulación y lavado, y de propiedades de los contaminantes
definidos en el modelo en SWMM 5.0 por (Seco I., 2013).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
122
El cuanto al modelo de calidad:
• Un ajuste con el método potencial para la acumulación con una tasa de 21 Kg/ha/día
de sedimento (SS) para el uso en cuencas urbanas.
• Una relación entre DQO y DBO5 se halla con valores obtenidos de los análisis de
muestras tomadas en la entrada de la EDAR.
En la siguiente figura se muestran los polutogramas simulados con SWMM y los valores de
las tomas puntuales en campo.
Figura 52. Sedimentogramas real y simulado mediante SWMM 5.0 y curvas de doble masas
acumuladas (Seco I., 2013).
En dicho modelo de calidad los contaminantes DQO y nitrógeno amoniacal tienen una
relación de proporcionalidad con el contenido de la materia sólida en suspensión (SS),
partiendo de relaciones obtenidas en tiempo seco ajustadas. En la siguiente figura se
muestran la evolución de la carga contaminante (Seco I., 2013).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
123
Figura 53. Polutogramas de DQO y amonio, real observado y simulado con SWMM 5.0 (Seco
I., 2013)
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
124
9.3. Storm Water Management Model (SWMM)
El Storm Water Management Model (SWMM) “Modelo de Gestión de Aguas Pluviales” en
español, de la Enviroment Protection Agency (USEPA) es un modelo dinámico de simulación
de precipitaciones. El programa permite simular tanto la cantidad como la calidad del agua
evacuada, especialmente en redes de saneamiento. Para ello consta de tres módulos (EPA,
2005):
• El módulo de escorrentía o hidrológico de SWMM funciona con una serie de cuencas
en las cuales cae el agua y se genera escorrentía superficial.
• El módulo de transporte o hidráulico de SWMM analiza el recorrido de estas aguas a
través de un sistema compuesto por tuberías, canales, dispositivos de
almacenamiento y tratamiento, bombas y elementos reguladores.
• El módulo de calidad es capaz de seguir la evolución de la calidad del agua del agua
de la escorrentía, diseñado para cuencas unitarias.
SWMM representa el comportamiento de un sistema de saneamiento y drenaje mediante
una serie de flujos de agua y materia entre los principales módulos que componen un
análisis medioambiental (EPA, 2005). Los módulos son:
• Módulo atmosférico: Analiza la lluvia caída y los contaminantes depositados en la
superficie del suelo. Las entradas de lluvia al sistema las representa con un
pluviómetro.
• Módulo de superficie del suelo: Las subcuencas (subcatchment) reciben la
precipitación del módulo atmosférico y generan flujos de salida en forma de
infiltración, al módulo de aguas subterráneas, o en forma de escorrentía y cargas
contaminantes, para el módulo de transporte.
• Módulo de transporte: Este módulo está constituido por una serie de elementos de
transporte conectados en red, como son canales, tuberías, bombas y elementos de
regulación, y unidades de almacenamiento y tratamiento que transportan el agua
hacia los outfalls o a las estaciones de tratamiento. Los flujos de entrada en el
modelo de la red de saneamiento de Cartagena provienen de:
o De la escorrentía superficial a partir del módulo de superficie del suelo.
o De los caudales de aguas residuales urbanas en tiempo seco.
o De hidrogramas de entrada.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
125
9.3.1. Módulo de escorrentía de SWMM
Los cálculos de la escorrentía en SWMM están basados en la consideración de la cuenca
como un depósito y que se rige por la ecuación de balance básica:
_ [17]
Donde:
I : caudal de entrada obtenido como el producto de la intensidad de la
precipitación de entrada por la superficie de la cuenca.
Q: caudal de escorrentía generado.
S: almacenamiento o retención dentro de la cuenca.
Para resolver la ecuación 17, el modelo supone una relación entre el almacenamiento y el
caudal de salida de tipo no lineal, , ` ' . Más concretamente relaciona el caudal de
salida con el calado del agua en la modelización de la cuenca como un depósito ficticio. Este
calado coincide con el calado normal del agua en régimen uniforme, calculado mediante los
parámetros físicos de la cuenca como pendiente, coeficiente de rozamiento, superficie; por
lo que el método se denomina de depósito lineal modificado con la onda cinemática.
Además, como se observa en el esquema presentado en la siguiente figura se cuenta con un
almacenamiento h0 en depresión que no forma parte de la escorrentía, luego el calado
normal se obtendrá con la operación (H-h0).
Figura 54. Esquema de cálculo del módulo de escorrentía de SWMM (EPA, 2005)
Se supone que el agua sale del depósito - cuenca a través de un vertedero en el que la altura
del agua se relaciona con el calado normal. Así, el caudal de salida se calcula mediante la
ecuación:
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
126
! ' La bMNc\ ' dAe [18]
Donde:
Q: caudal de salida de la subcuenca, en m3/s.
W: ancho de la subcuenca, en m.
n: coeficiente de rugosidad de Manning.
H: profundidad del agua, en m.
h0: profundidad de retención superficial, en m.
I: pendiente.
La ecuación del depósito no lineal se establece resolviendo el sistema de ecuaciones que
constituyen la ecuación de continuidad y la ecuación de Manning. La continuidad para cada
subcuenca es:
f ' X>?@ 0.5 ' h! ' >aiZ bM@c\ ' dAe ! ' >a bM@
c\ ' dAe j f '
k7l:Ek73 [19]
Donde:
t: tiempo, en s.
A: superficie de la subcuenca, en m2.
i: lluvia neta (precipitación menos infiltración y evaporación), en m/s.
Esta metodología no se ajusta a la realidad del fenómeno a priori por lo que habrá que
calibrar los resultados mediante los parámetros de ancho de cuenca, que equivale a la
anchura o longitud del vertedero por el que se considera sale el caudal del depósito ficticio,
o incluso el coeficiente de rozamiento.
9.3.2. Modelización con SWMM onda dinámica
El programa SWMM posee el módulo EXTRAN (Extended Transport Module) para la
resolución completa de las ecuaciones del flujo de un fluido en lámina libre de Saint Venant
para un movimiento unidimensional. Este módulo utiliza como datos de entrada los datos
de salida del módulo de escorrentía, consistentes en la evolución temporal de la entrada del
agua de escorrentía en la red de alcantarillado a través de los imbornales (o nodos de
entrada), para modelar el flujo del agua por la red de alcantarillado, a través de los
conductos, nodos y depósitos, mediante la resolución de las ecuaciones completas de Saint-
Venant:
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
127
mnmR o
mnmR
p '
mmR 0 [20]
mm o '
mmR q '
mnmR q ' r M s 0 [21]
El programa está configurado de manera que resuelve las ecuaciones calculando: i) el caudal
en los conductos-tramos de colector entre pozos, evaluando un único valor de caudal en
cada conducto y en cada intervalo de tiempo; y ii) el calado del agua únicamente en los
nodos, uniendo con una línea recta el calado entre dos nodos para obtener el perfil del agua
(esto supone perder información de posibles cambios puntuales- resalto hidráulico). De
esta forma para tener una mayor información a lo largo de un colector en el que se quieran
conocer de manera puntual el perfil hidráulico será necesario introducir pozos ficticios para
aproximar mejor su dinámica hidráulica (Rossman, 2.006).
Así, el módulo EXTRAN resuelve la combinación de la ecuación de la conservación de la
cantidad de movimiento y la conservación de la masa, continuidad, en los conductos, Ec. 22,
poniendo dichas ecuaciones en función del caudal, Q, y del calado, H, queda:
m2m 2
mpm [
mpmR qf
mkmR qf 0 [22]
A continuación se iguala la pendiente motriz a una fórmula experimental como Manning o
Chezy de régimen permanente y se aplica un esquema de diferencias finitas sobre Ec. 27
para un intervalo de tiempo, Δt.
Zi∆ 21i∆2tuPv71wi∆27xyu17PzZi∆2u7|17xi∆2z~~y~ [23]
Donde:
∆n q ' f ' >aZ a[@ ' ∆K [24]
∆ 2 ' ' >f f@ [>f[ fZ@ ' ∆K [25]
∆ '^|.|'∆^' \ [26]
∆ ∑ 77 '|.7|'∆['K [27]
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
128
Donde:
A: área media en la sección transversal del conducto
R : radio hidráulico medio en el conducto
V : velocidad media del flujo en el conducto
Vi: velocidad del flujo puntual en la posición i a lo largo del conducto
Ki: coeficiente de pérdidas local en la posición i a lo largo del conducto
H1: calado en el nudo aguas arriba del conducto
H2: calado en el nudo aguas abajo del conducto
A1: área de la sección transversal en la parte final de aguas arriba del conducto
A2: área de la sección transversal en la parte final de aguas abajo del conducto
Donde k es una constante en función del coeficiente de rozamiento; V, A, Rh están
ponderados entre los valores de aguas arriba y aguas abajo y se calculan hacia atrás.
Se plantea también la ecuación de continuidad en los nodos para cada intervalo de tiempo:
mkm
∑2p~1uyi∑p~ [28]
Donde:
Astore: área superficial del nudo
ΣAs: área que incluye la mitad de la longitud de los conductos que confluyen en ese
nudo
ΣQ: flujo neto, entrante – saliente de todos los conductos que contribuyen al nodo
Que en un esquema de diferencias finitas queda:
ai∆ a ∆.>p~1uyi∑p~@1l∆1 [29]
Donde ΔVol es el volumen neto que atraviesa el nudo en el intervalo de tiempo:
∆ 0.5L>∑@ >∑@i∆N ' ∆? [30]
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
129
Figura 55. Representación conceptual del modelo EXTRAN de SWMM. Fuente: Guelph website
Al resolver las ecuaciones de Saint-Venant dando continuidad en los nodos y conservación
en los conductos, se reducen el número de incógnitas, agilizando los tiempo de computación.
Las ecuaciones 28 y 28, planteadas con un esquema de resolución en diferencias finitas
explícito que SWMM 5.0 resuelto por sucesivas aproximaciones en las que se introduce un
método de relajación mediante el procedimiento que se detalla a continuación:
1) En primer lugar partiendo del esquema en diferencias finitas se resuelve ec. 21 para la
posición t+Δt obteniendo el valor de Q, denominado Qlast; y utilizando para ello los valores
de H, A y V calculados para el intervalo t. Se resuelve a continuación ec.29 utilizando los
valores de caudal que acabamos de calcular, obteniendo Hlast.
2) Se vuelve a resolver ec.21 utilizando los H, A, V que se obtienen de utilizar Qlast y Hlast. Se
introduce ahora un coeficiente de relajación, Ω, para estimar el nuevo valor de Q, Qnew,
combinando el nuevo con el antiguo mediante la siguiente ecuación:
>1 Ω@ ' Ω ' [31]
Y obtener así una actualización de Qnew. 3) De la misma forma se vuelve a resolver ec. 29
utilizando Qnew . Y como se hizo con el flujo, el valor del calado obtenido Hnew se actualiza
mediante la ecuación:
a >1 Ω@ ' a Ω ' a [32]
4) Cuando el valor de Hnew esté lo suficientemente cerca del valor de Hlast el proceso finaliza
con la solución del intervalo t+Δt como Qnew y Hnew. De otra forma se vuelve a iterar volviendo
al paso 2) convirtiéndose ahora los Hnew y Qnew en Hlast y Qlast respectivamente.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
130
El programa SWMM 5 utiliza una constante de relajación Ω=0,5 y una tolerancia para
admitir la convergencia de en torno a 1,5 mm, limitando el número de iteraciones a 4.
El esquema de resolución explícito utilizado implica operaciones aritméticas sencillas y
poco espacio de almacenamiento comparado con los métodos implícitos. Sin embargo, son
generalmente menos estables numéricamente y requieren incrementos de tiempo
pequeños. Las condiciones que se deben cumplir para que el esquema sea estable
numéricamente son:
i) Condición de Courant sobre los conductos, expresada donde el incremento de
tiempo está limitado al tiempo necesario por una onda dinámica para
propagarse en la longitud del conducto. Esta condición se comprueba para todos
los conductos a la hora de elegir el intervalo de tiempo.
Δ? Kd' [33]
Donde
Δt: incremento de tiempo.
L: longitud del conducto.
D: calado hidráulico máximo del conducto.
g: gravedad
ii) Condición sobre los nodos donde para aplicar la ecuación de continuidad se
intenta limitar el aumento de nivel en un intervalo de tiempo mediante la
condición:
Δ? 0.1f ∆kR∑2 [34]
Donde
ΔHmax: elevación máxima del agua en Δt.
ΣQ: flujo neto de entrada al nudo.
El cumplimiento de las dos ecuaciones anteriores será más restrictivo en los conductos más
cortos y con mayores entradas de caudal. En general incrementos de tiempo de pocos
segundos (10 – 30 s) son comunes en la práctica de SWMM.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
131
9.4. Entradas al modelo de la red de saneamiento urbana de Cartagena
La cuenca urbana es predominantemente residencial con bajos comerciales, donde
predominan las superficies impermeables en contra de las zonas verdes permeables.
Las precipitaciones han sido calculadas para distintos periodos de retorno. La precipitación
máxima diaria anual se ha calculado mediante el procedimiento de la monografía del
Ministerio de Fomento “Máximas lluvias diarias en la España Peninsular” (tabla 17),
mediante la siguiente ecuación:
( ` ' ( [35]
Donde:
`= Factor de amplificación y depende de Cv , que para el caso de la Región de Murcia
es 0.51 y del periodo de retorno al que queramos calcular la precipitación. (Tabla
17):
Tabla 17. Cuantiles Yt, de la Ley SQRT-ET máx, también denominados Factores de Amplificación
KT, en “Mapa para el Cálculo de Máximas Precipitaciones Diarias en la España Peninsular”
(1997).
( = Máxima precipitación diaria anual, para la región de Murcia es 53.
La distribución del hietograma mediante las curvas Intensidad-Duración-Frecuencia (IDF)
sintética de la Instrucción de Carreteras 5.2-IC en intervalos de 5 min.
La intensidad media de precipitación I (mm/h) que se emplea en este Trabajo Fin de Máster
en la estimación de caudales de referencia por métodos hidrometeorológicos, se obtiene
con la siguiente ecuación:
AA
A:A
r^e.:e.:se. L11Nr^
e.:e.:se. [36]
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
132
Donde:
Pd = Precipitación diaria correspondiente a un periodo de retorno (mm).
D = Duración de la tormenta (minutos).
I1= Intensidad media de precipitación a emplear en la estimación de caudales de
referencia por métodos hidrometeorológicos.
Id = Intensidad media diaria de precipitación, correspondiente al periodo de retorno
(mm/h).
<[ [37]
Finalmente se calcula la intensidad media horaria (I) para la Región de Murcia, en mm/h:
L11Nr^e.:e.:s
e. <[ L11N
r^e.:e.:se. [38]
Tabla 18. Precipitaciones diarias máximas para distintos periodos de retorno.
El esquema del modelo de la red de saneamiento de la ciudad de Cartagena con que se ha
trabajado en este Proyecto Fin de Máster en SWMM se muestra en las siguientes figuras. La
red de saneamiento tiene una longitud de unos 300 km, con unas 17.900 sub cuencas
urbanas y unos 8.100 pozos de registro (figura 56 y 57).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
133
Figura 56. Geometría del modelo hidrológico e hidráulico de la zona sur de Cartagena en SWMM.
Figura 57. Geometría del modelo hidrológico e hidráulico de la zona sur de Cartagena en
SWMM.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
134
Así, aplicando el modelo de calidad correspondiente a la ciudad de Granollers, expuesto en
la anterior tabla 16 (Seco I., 2013) en el modelo hidráulico e hidrológico de la red de
saneamiento de Cartagena en SWMM, obtenemos la masa de contaminación movilizada en
tiempo de lluvia en 30 puntos de muestreo representativos de la red, es decir, el criterio de
elección de los puntos de muestreo ha sido uno por cada 10 km homogéneamente
repartidos por la red.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
135
9.5. Descripción de las cuencas urbanas de Cartagena
Cartagena se encuentra en el sureste de España (figura 58) y tiene una población
aproximada de 150.000 habitantes (Ayuntamiento de Cartagena, 2015).
Figura 58. Ubicación de Cartagena (Murcia).
Las cuencas urbanas analizadas son de tipo unitario y altamente impermeables. El uso del
suelo es residencial-comercial donde predominan los edificios de viviendas con bajos
comerciales. También hay zonas comerciales e industriales. La zona donde se concentra
mayor densidad de población es en la zona sur de la ciudad, que es la más cercana al puerto
(centro histórico y Ensanche), donde predominan los edificios con alturas superiores a 8-9
plantas. Estas zonas tienen gran actividad comercial, con bares, restaurantes y distintos
tipos de tiendas.
Alrededor de la zona del ensanche, hay barrios con menor densidad de población, donde
predominan edificios de 3 – 4 plantas alternados con viviendas de planta baja, como son el
Barrio Peral, Los Dolores, San Antonio Abad, José María la Puerta, La Concepción, Santa
Lucia y urbanizaciones como la de Nueva Cartagena y Mediterráneo. En estas áreas la
actividad comercial es menor y hay zonas puramente residenciales. En la zona este se
encuentra el polígono industrial Cabezo Beaza.
La zona urbana está atravesada por diversas ramblas, todas encauzadas y que terminan
vertiendo en el mar en la zona portuaria o en la Algameca Chica. En la Algameca desemboca
la rambla Benipila.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
136
La Rambla de Benipila bordea la zona oeste de la zona del Ensanche y de barrios como San
Antonio Abad y urbanizaciones como Nueva Cartagena. El encauzamiento de esta rambla
permite la protección de la zona del Ensanche contra inundaciones, ya que históricamente,
esta rambla desembocaba en la zona donde actualmente se encuentra el Ensanche y que
antes se conocía como el Almarjal (figura 59). En las figuras 60 y 61 se observa el
encauzamiento de la Rambla de Benipila en la actualidad en la zona del Enchanche y su
desembocadura en la Algameca Chica, respectivamente.
Figura 59. Esquema de los flujos de escorrentía en la zona pantanosa del Almarjal en el Siglo XVI (García & García, 2003).
Figura 60. Zona del ensanche y portuaria de la ciudad de Cartagena (CARTOMUR, 2015).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
137
Figura 61. Desembocadura de la Rambla de Benipila en la Algameca Chica (Anónimo, 2014).
En la siguiente imagen se observa el cauce de la rambla de Benipila en el episodio de lluvias
torrenciales del día 26/09/2014 a su paso por el Ensanche:
Figura 62. Cauce de la Rambla de Benipila durante el episodio de lluvia del día 26/09/2014. Fuente: (Anónimo, 2014).
La rambla de los Barreros circula por la zona norte de la ciudad, atravesando las barriadas
de San Cristóbal y de Los Dolores, para llegar a su cauce paralelo a la Ronda Transversal,
que conducirá al agua al soterramiento en la urbanización Nueva Cartagena, para
desembocar en la Rambla de Benipila (figura 63). En las figuras 64 y 65 se muestra el cauce
de la rambla de los Barreros en un episodio de lluvias torrenciales.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
138
Figura 63. Rambla de los Barreros y su confluencia con la de Benipila en la zona norte de Cartagena (CARTOMUR, 2015).
Figura 64. Cauce de la rambla de los Barreros aguas arriba del soterramiento. Fotografía tomada en el episodio torrencial del día 26/09/2014 por (Anónimo, 2014).
En la zona este de Cartagena tenemos dos ramblas soterradas, una de ellas atraviesa el
barrio de Santa Lucia, la rambla de Santa Lucia, y del Hondón. En la siguiente figura se puede
observar el trazado de las dos ramblas, que no llegan a cruzarse porque la del Hondón va
soterrada (figura 66).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
139
Figura 65. Cauce de la Rambla de los Barreros en la urb. Media Sala en el episodio torrencial del día 26/09/2014 tomada por (Anónimo, 2014).
Figura 66. Encauzamientos y soterramientos de las ramblas de Santa Lucia y del Hondón ubicadas en la zona este de Cartagena (CARTOMUR, 2015).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
140
9.6. Análisis de resultados. Cálculo preliminar de un posible depósito anti- DSU
con datos obtenidos en los puntos de muestreo
En la siguiente figura se observa el hietograma, hidrograma, y polutograma obtenido del
punto de muestreo PA007 para un periodo de retorno de 1.5 años y para los sólidos en
suspensión, que es el contaminante patrón elegido para analizar los resultados en este
Trabajo Fin de Máster por tener buenas correlaciones con otros contaminantes en las aguas
de escorrentía urbanas, tal y como se ha visto en el capítulo 6. Si suponemos que este punto
de muestreo es un punto de vertido, podríamos observar que el modelo de la red de
saneamiento de la ciudad de Cartagena muestra reboses al medio receptor con un año y
medio de periodo de retorno (figura 67).
Figura 67. Hietograma, hidrograma y polutograma de un periodo de retorno de 1.5 años
obtenido en un punto de muestreo del modelo de la red de saneamiento.
De este modo vemos que con 1,5 años de periodo de retorno, el modelo de la red de
saneamiento urbana muestra contaminación movilizada a través del punto de muestreo
elegido. Si estuviéramos pensando en mejorar la red de saneamiento en la línea de retener
el mayor porcentaje de contaminación vertida en tiempo de lluvia, podríamos pensar en
ubicar tanques anti-DSU distribuidos por la red de saneamiento. La finalidad de estos
tanques sería la de retener el mayor porcentaje de masa de contaminación en tiempo de
lluvia.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
141
Si queremos hacer un estudio para obtener el volumen de agua mínimo necesario para
retener el mayor porcentaje de contaminación para el dimensionamiento de tanques anti-
DSU, podría ser útil el análisis de las curvas de masas de contaminante vs volúmenes
acumuladas, M(V), utilizadas para estudiar el fenómeno First Flush y con la metodología
propuesta por (Bertrand-Krajewski , y otros, 1997). La metodología para representar una
curva de este tipo está planteada en el capítulo 6 de este Trabajo Fin de Máster, en el
apartado de First Flush.
En la curva M(V) de la figura 68 vemos que el modelo representa un efecto marcado de
primer lavado en la cuenca urbana analizada en este punto de muestreo (PA007). En este
Trabajo Fin de Máster se ha considerado que se produce primer lavado cuando la curva
M(V) muestra un cambio de pendiente brusco. Como ejemplo se analiza la curva M(V)
representada en la siguiente figura 68 y observamos que hay dos tramos diferenciados: i) el
primer tramo tiene mayor pendiente, que es la zona de la curva donde se moviliza mayor
masa contaminante con el volumen de escorrentía y ii) el segundo tramo, que tiene menor
pendiente y es en este tramo donde se moviliza menor masa contaminante con el volumen
de escorrentía.
Entonces consideramos que el primer lavado se produce con el primer 30% de volumen de
escorrentía (que son unos 520 m3) que aportan el 95% de la contaminación total movilizada
(unos 1650 Kg SS). Por lo que si diseñáramos un tanque anti-DSU en esta cuenca urbana con
un volumen de 520 m3, podríamos retener un 90% del total de la masa de contaminación
movilizada.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
142
Figura 68. Curva masa-volumen para el estudio del efecto First Flush obtenido en un punto
del modelo de la red de saneamiento.
Esto solo para periodos de retorno de 1.5 años. Para periodos de retorno superiores se
analizan igualmente las curvas M(V) como la representada por el anterior ejemplo para
cinco periodos de retorno distintos, y se resumen en un gráfico para su mejor estudio. Estas
curvas representan el volumen de agua de escorrentía (en m3) y masa de contaminación
movilizada (tanto en % o kg) para distintos periodos de retorno.
Observando la línea azul continua representada en la figura 69, vemos que la movilización
de contaminantes que tiene ese primer 30% de volumen es bastante elevado, por encima
del 90% del total (línea azul discontinua) para cualquier periodo de retorno. El volumen de
agua caído para un año y medio de periodo de retorno es capaz de lavar un 90% del total de
la masa de contaminación acumulada disponible sobre la cuenca urbana.
El volumen de agua contenido en el 30% del total aumenta con el periodo de retorno, por lo
que la contaminación irá más diluida. El 30% de volumen de agua de escorrentía se
encuentra entre los 500 m3 para un periodo de retorno de 1.5 años, y asciende a unos 1700
m3 para un periodo de retorno de 25 años en este mismo punto de muestreo.
Por lo que esto reforzaría la idea de que con la construcción de un tanque anti-DSU en esta
cuenca urbana diseñado para retener el primer 30% del total de volumen de agua asociado
a un periodo de retorno de 1.5 años, no se producirían pérdidas en el rendimiento de
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
143
retención de la contaminación para periodos de retorno superiores (línea azul punteada
representada en la figura 69).
Figura 69. Gráfica volumen de agua de escorrentía y masa de Sólidos en Suspensión
movilizados para cada periodo de retorno en un punto de muestreo del modelo de la red de
saneamiento.
Puesto que cuando se ha producido el primer lavado, el agua que caiga después arrastrará
un porcentaje de contaminación menor con el volumen de escorrentía. Esto es lo que se
puede concluir deteniéndonos en la siguiente figura 70, que representa el volumen de agua
de escorrentía en m3 y la masa de sólidos en suspensión movilizada en Kg para distintos
periodos de retorno. El arrastre de masa de sólidos de suspensión que produce el primer
30% del total de volumen de escorrentía con un periodo de retorno de 1.5 años, unos
1700Kg, no varía cuando el periodo de retorno es mayor (línea azul punteada).
Por otro lado observamos que la contaminación total lavada de la cuenca urbana está en
torno a 1800Kg (línea violeta punteada) con periodo de retorno de 3.5 años, manteniéndose
para periodos de retorno superiores (figura 70).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
144
Figura 70. Gráfica volumen de agua de escorrentía y masa de sólidos en suspensión
movilizados para distintos periodos de retorno en un punto de muestreo.
Queda claro que en esta cuenca analizada y observando la curva de masas de contaminación
vs volúmenes acumulados para un episodio de lluvia representada en la anterior figura 66,
es el primer 30% del volumen de escorrentía el encargado de movilizar la mayor carga
contaminante y por lo tanto es el que produce el fenómeno de primer lavado.
Ahora, siguiendo esta metodología de cálculo para el conjunto de puntos de muestreo de la
red de saneamiento de la ciudad de Cartagena se muestra en la siguiente gráfica 71 el
volumen de agua de escorrentía total (m3) y la masa de sólidos en suspensión movilizada
(%) para distintos periodos de retorno. Con el primer 30% del volumen de agua de
escorrentía y para un periodo de retorno de 1.5 años, se moviliza un 63% del total de masa
de sólidos en suspensión en un volumen de escorrentía 9000m3 de agua. Si aumentamos el
periodo de retorno a 3.5 años, el aporte de sólidos en suspensión es mayor, de 75% del total
en unos 14000 m3 de volumen de escorrentía (líneas azules en la figura 71).
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
145
Figura 71. Gráfica volumen de agua de escorrentía en m3 y masa de sólidos en suspensión
movilizados en % para distintos periodos de retorno en años en el conjunto de los puntos de
muestreo de la red de saneamiento.
Para obtener la masa de sólidos en suspensión en kg movilizada, en la siguiente gráfica se
representa el volumen de agua de escorrentía (m3) y la masa de sólidos en suspensión
movilizada (kg) para distintos periodos de retorno. Observamos que a partir de un periodo
de retorno de 3.5 años la masa de sólidos en suspensión movilizados está en torno a 22.000
Kg contenidos en un volumen de agua de escorrentía de 14.000 m3 (línea azul punteada)
Por otro lado, observando en la línea que representa los sólidos en suspensión movilizados
totales (línea violeta punteada representada en la figura 72), vemos que el volumen total de
escorrentía para un periodo de retorno de 3.5 años ha movilizado la totalidad de la
contaminación acumulada en la cuenca urbana. La contaminación total movilizada está
alrededor de 29.000 Kg SS y el volumen total de escorrentía alrededor de 45.000 m3.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
146
Figura 72. Gráfica volumen de agua de escorrentía y masa de sólidos en suspensión
movilizados para distintos periodos de retorno en el conjunto de puntos de muestreo de la
red de saneamiento.
En este caso, si queremos obtener el volumen de agua a retener en distintos tanques anti-
DSU repartidos por la red de saneamiento, con 14.000 m3 retendríamos el 75% del total de
la masa contaminante movilizada (22000 Kg SS).
Para terminar, obtenemos un número gordo para calcular el coste de la depuración del agua
del volumen de agua retenido en la red de saneamiento, que sería unos 19.000 Euros
siguiendo la metodología que se muestra a continuación, considerando que el coste medio
para depurar un m3 de agua residual es de 0.3 euros y que la estación depuradora de agua
residual recibe agua con un valor en su entrada con 350 mg SS /litro:
DSDYíD>@ <>__@ ¡M/ [39]
DSDY?íD>@ [[MMM'ZM£ ¡MOtz
62.857.143X? [40]
El coste de depuración del agua de escorrentía asciende a:
?DDSXóY 0.3 \ ' 82.857¦ 18.857D [41]
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
147
9.6.1. Conclusiones con los resultados del modelo
Con los resultados obtenidos con el modelo de la cuenca urbana de Cartagena, se observa
un efecto marcado de primer lavado asociado al primer 30% del volumen de escorrentía.
En valores medios para el conjunto de los puntos de muestreo seleccionados, se moviliza
alrededor del 75% del total de la carga contaminante, con un volumen de escorrentía que
está en torno al 14.000 m3 con un periodo de retorno de 3.5 años. Los sólidos en suspensión
aportados por este volumen están en torno a 22.000 KgSS, comparados con los sólidos en
suspensión totales aportados por el episodio, que está en torno a 29.000 KgSS. Por lo que
reteniendo un volumen de escorrentía de 14.000 m3 distribuido por toda la red de
saneamiento urbana, podríamos retener el 75% de la contaminación.
En un punto concreto de la red de saneamiento, y para el análisis a partir de una
precipitación con un periodo de retorno de un año y medio, vemos que con un volumen de
escorrentía de 520m3 (respecto a los 1.800m3 totales de escorrentía que pasan por dicho
punto), se moviliza una carga superior de 90% del total de los sólidos en suspensión
movilizados en dicho episodio. Dicha carga se aproxima a los 1.650 KgSS, comparado con
los 1.700 KgSS movilizados durante el total del episodio. Con un tanque de anti-DSU con un
volumen de 520 m3 en esta cuenca urbana, retendríamos un 90% del total de los sólidos en
suspensión. El esquema del funcionamiento del tanque anti-DSU puede ser como el que se
muestra en la siguiente figura 73.
En los dos siguientes anejos se muestran más resultados obtenidos con el modelo para dos
puntos de muestreo concretos y para el conjunto de los puntos de muestreo analizados en
la cuenca urbana para 5 periodos de retorno. En el anejo 1 se muestran los hietogramas,
hidrogramas y polutogramas asociados obtenidos con el modelo, y en el anejo 2 las curvas
de “volúmenes de escorrentía y masa acumuladas” calculadas a partir de los hidrogramas y
polutogramas obtenidos con el modelo para el cálculo del volumen de escorrentía con el
que se produce el fenómeno del First Flush.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
148
Figura 73. Tipología un tanque Anti-DSU aliviadero
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
149
9.7. Conclusiones del estudio
Con este último apartado de este trabajo fin de máster hemos comprobado que se puede
utilizar el SWMM como herramienta de pronóstico de muestreo de contaminación para una
red unitaria, aunque sean con modelos de calidad no calibrados con ecuaciones físicamente
basadas.
Hemos visto, con datos de la simulación, el marcado efecto lavado que se produce con las
primeras aguas de escorrentía en las cuencas urbanas. Este volumen de escorrentía arrastra
valores elevados de masa contaminante puede dar un número gordo de pre diseño de
tanques anti-DSU.
La gestión de la red de saneamiento tiene que tener en cuenta en su planificación a medio
plazo, la mejora de la calidad de las aguas del medio receptor, por lo que:
• Ante una estrategia de implantación de una técnica de gestión de aguas pluviales
(bien en la superficie de la cuenca, en la red de alcantarillado ó en la EDAR) es
preciso un conocimiento “mínimo” del comportamiento de la cuenca drenante y del
alcantarillado en cuanto a hidráulica y a movilización de los contaminantes (tipos,
flujos másicos, forma en que se presentan, etc.).
• Los problemas de saneamiento y drenaje urbano pueden solucionarse mediante una
mezcla de controles en origen y controles aguas abajo.
• Una gestión efectiva de las aguas de escorrentía debe ser coordinada en una base
regional o planeada en toda la cuenca, si es posible a través de un Plan Director.
• Es necesario disponer de unas directrices/especificaciones técnicas/... que orienten
el diseño de los sistemas de saneamiento y drenaje en tiempo de lluvia.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
150
ANEJO I: HIETOGRAMAS, HIDROGRAMAS Y POLUTOGRAMAS ASOCIADOS A EPISODIOS DE PRECIPITACIÓN EN PUNTOS
ANALIZADOS DE LA RED DE SANEAMIENTO
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
151
ANEJO I: HIETOGRAMAS, HIDROGRAMAS Y POLUTOGRAMAS ASOCIADOS A EPISODIOS DE PRECIPITACIÓN EN PUNTOS ANALIZADOS DE LA RED DE SANEAMIENTO
Este anejo está compuesto por tres apartados donde se muestran cinco figuras en las que se
representan los hietogramas, hidrogramas y polutogramas asociados a cinco episodios de
precipitación de distintos periodos de retorno (1.5, 3.5, 5, 10 y 25 años), para dos puntos de
muestreo de forma independiente así como para una agrupación de diversos puntos de
muestreo de la red de saneamiento de la ciudad.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
152
PUNTO DE MUESTREO P80000
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 1.5 AÑOS EN EL PUNTO P80000
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 3.5 AÑOS EN EL PUNTO P80000
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
153
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 5 AÑOS EN EL PUNTO P80000
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 10 AÑOS EN EL PUNTO P80000
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
154
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 25 AÑOS EN EL PUNTO P80000
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
155
PUNTO DE MUESTREO PA007
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 1.5 AÑOS EN EL PUNTO PA007
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 3.5 AÑOS EN EL PUNTO PA007
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
156
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 5 AÑOS EN EL PUNTO PA007
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 10 AÑOS EN EL PUNTO PA007
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
157
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 25 AÑOS EN EL PUNTO PA007
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
158
CONJUNTO DE PUNTOS DE MUESTRO EN EL CONJUNTO DE LA RED DE SANEAMIENTO
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 1.5 AÑOS EN EL CONJUNTO DE LOS
PUNTOS DE MUESTREO DE LA RED DE SANEAMIENTO URBANA
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 3.5 AÑOS EN EL CONJUNTO DE LOS
PUNTOS DE MUESTREO DE LA RED DE SANEAMIENTO URBANA
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
159
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 5 AÑOS EN EL CONJUNTO DE LOS
PUNTOS DE MUESTREO DE LA RED DE SANEAMIENTO URBANA
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 10 AÑOS EN EL CONJUNTO DE LOS
PUNTOS DE MUESTREO DE LA RED DE SANEAMIENTO URBANA
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
160
PRECIPITACIÓN CON UN PERIODO DE RETORNO DE 25 AÑOS EN EL CONJUNTO DE LOS
PUNTOS DE MUESTREO DE LA RED DE SANEAMIENTO URBANA
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
161
ANEJO II: GRÁFICAS VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA Y
MASA DE SÓLIDOS EN SUSPENSIÓN PARA DISTINTOS
PERIODOS DE RETORNO, Y GRÁFICAS MASAS VS VOLUMEN
ACUMULADO
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
162
ANEJO II: GRÁFICAS VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA Y MASA DE SÓLIDOS EN SUSPENSIÓN PARA DISTINTOS PERIODOS DE RETORNO, Y GRÁFICAS MASAS VS VOLUMEN ACUMULADO
Este apartado está formado por seis apartados, dos por punto de muestreo analizado
(denominados por P80000 y PA007) y otros dos para el conjunto de los puntos de muestreo
para la red de saneamiento de la ciudad. En cada apartado se analiza la contaminación que
aporta el primer 20% o 30% de volumen de agua.
En cada apartado podemos encontrar dos gráficas resumen en las que se estudia el efecto
de primer lavado para las cinco precipitaciones analizadas en este trabajo, que son:
• Gráfica volumen de agua vertida en m3 y masa de sólidos en suspensión vertida en
% contra el periodo de retorno de la lluvia en años.
• Gráfica volumen de agua vertida en m3 y masa de sólidos en suspensión vertida en
kg contra el periodo de retorno de la lluvia en años.
Después de estas dos gráficas, se muestran cinco sub-apartados, uno por episodio de lluvia
en las que se muestra las curvas de volúmenes y masa acumuladas realizadas con el método
de (Bertrand-Krajewski , y otros, 1997), y una tabla con las características del estudio de
primer lavado (First Flush), para el primer 20% o 30% del volumen total según
corresponda.
En la tabla se muestra para cada periodo de retorno: i) el volumen de precipitación diaria
en mm, el volumen de agua total escurrido durante el episodio de lluvia en m3; ii) los sólidos
en suspensión totales movilizados durante el episodio de precipitación en kg; iii) el volumen
de agua considerando el 20% o 30% del total según corresponda; iv) los sólidos en
suspensión movilizados y asociados al 20% y al 30% del volumen total en kg; v) así como el
porcentaje de los sólidos en suspensión movilizados en ese 20% y 30% del volumen total.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
163
PUNTO P80000, 20% PRIMER VOLUMEN
GRÁFICA VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA EN M3 Y MASA DE SÓLIDOS EN
SUSPENSIÓN MOVILIZADA EN % PARA CADA PERIODO DE RETORNO.
GRÁFICA VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA EN M3 Y MASA DE SÓLIDOS EN
SUSPENSIÓN MOVILIZADA EN KG PARA CADA PERIODO DE RETORNO.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
164
PRECIPITACIÓN T= 1.5 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO P80000
PRECIPITACIÓN T= 3.5 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO P80000
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
165
PRECIPITACIÓN T= 5 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO P80000
PRECIPITACIÓN T= 10 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO P80000
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
166
PRECIPITACIÓN T= 25 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO P80000
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
167
PUNTO DE MUESTREO P80000, 30% PRIMER VOLUMEN
GRÁFICA VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA EN M3 Y MASA DE SÓLIDOS EN
SUSPENSIÓN MOVILIZADA EN % PARA CADA PERIODO DE RETORNO
GRÁFICA VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA EN M3 Y MASA DE SÓLIDOS EN
SUSPENSIÓN MOVILIZADA EN KG PARA CADA PERIODO DE RETORNO.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
168
PRECIPITACIÓN T= 1.5 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO P80000
PRECIPITACIÓN T= 3.5 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO P80000
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
169
PRECIPITACIÓN T= 5 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO P80000
PRECIPITACIÓN T= 10 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO P80000
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
170
PRECIPITACIÓN T= 25 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO P80000
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
171
PUNTO DE MUESTREO PA007, 20% PRIMER VOLUMEN
GRÁFICA VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA EN M3 Y MASA DE SÓLIDOS EN
SUSPENSIÓN MOVILIZADA EN % PARA CADA PERIODO DE RETORNO.
GRÁFICA VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA EN M3 Y MASA DE SÓLIDOS EN
SUSPENSIÓN MOVILIZADA EN KG PARA CADA PERIODO DE RETORNO.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
172
PRECIPITACIÓN T= 1.5 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO PA007
PRECIPITACIÓN T= 3.5 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO PA007
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
173
PRECIPITACIÓN T= 5 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO PA007
PRECIPITACIÓN T= 10 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO PA007
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
174
PRECIPITACIÓN T= 25 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO PA007
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
175
PUNTO DE MUESTREO PA007, 30% PRIMER VOLUMEN
GRÁFICA VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA EN M3 Y MASA DE SÓLIDOS EN
SUSPENSIÓN MOVILIZADA EN % PARA CADA PERIODO DE RETORNO.
GRÁFICA VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA EN M3 Y MASA DE SÓLIDOS EN
SUSPENSIÓN MOVILIZADA EN % PARA CADA PERIODO DE RETORNO.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
176
PRECIPITACIÓN T= 1.5 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO PA007
PRECIPITACIÓN T= 3.5 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO PA007
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
177
PRECIPITACIÓN T= 5 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO PA007
PRECIPITACIÓN T= 10 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO PA007
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
178
PRECIPITACIÓN T= 25 AÑOS. PUNTO DE MUESTREO PA007
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
179
RED DE SANEAMIENTO DE LA CIUDAD 20%
GRÁFICA VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA EN M3 Y MASA DE SÓLIDOS EN
SUSPENSIÓN MOVILIZADA EN % PARA CADA PERIODO DE RETORNO.
GRÁFICA VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA EN M3 Y MASA DE SÓLIDOS EN
SUSPENSIÓN MOVILIZADA EN KG PARA CADA PERIODO DE RETORNO.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
180
PRECIPITACIÓN T= 1.5 AÑOS. TODOS LOS PUNTOS DE MUESTREOS
PRECIPITACIÓN T= 3.5 AÑOS. TODOS LOS PUNTOS DE MUESTREOS
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
181
PRECIPITACIÓN T= 5 AÑOS. TODOS LOS PUNTOS DE MUESTREOS
PRECIPITACIÓN T= 10 AÑOS. TODOS LOS PUNTOS DE MUESTREOS
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
182
PRECIPITACIÓN T= 25 AÑOS. TODOS LOS PUNTOS DE MUESTREOS
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
183
RED DE SANEAMIENTO DE LA CIUDAD 30%
GRÁFICA VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA EN M3 Y MASA DE SÓLIDOS EN
SUSPENSIÓN MOVILZIADA EN % PARA CADA PERIODO DE RETORNO.
GRÁFICA VOLUMEN DE AGUA DE ESCORRENTÍA EN M3 Y MASA DE SÓLIDOS EN
SUSPENSIÓN MOVILZIADA EN KG PARA CADA PERIODO DE RETORNO.
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
184
PRECIPITACIÓN T= 1.5 AÑOS. TODOS LOS PUNTOS DE MUESTREOS
PRECIPITACIÓN T= 3.5 AÑOS. TODOS LOS PUNTOS DE MUESTREOS
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
185
PRECIPITACIÓN T= 5 AÑOS. TODOS LOS PUNTOS DE MUESTREOS
PRECIPITACIÓN T= 10 AÑOS. TODOS LOS PUNTOS DE MUESTREOS
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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PRECIPITACIÓN T= 25 AÑOS. TODOS LOS PUNTOS DE MUESTREOS
Trabajo Fin de Máster Jesús Roca Martínez
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